INDICE DE CONTENIDOS

1.

INTRODUCCIÓN ________________________________________________________ 1 1.1. Antecedentes ________________________________________________________ 1 1.2. Estructura general del Estudio __________________________________________ 2 1.3. Efectos de la eutrofización sobre la calidad de las aguas ____________________ 3

2.

METODOLOGÍA ________________________________________________________ 6 2.1. Ámbito y organización de los trabajos ____________________________________ 6 2.2. Trabajos de campo realizados en campañas de diagnóstico _________________ 7

3.

TRABAJOS REALIZADOS _______________________________________________ 20

4.

RESULTADOS_________________________________________________________ 22 4.1. Variables físico-químicas______________________________________________ 24 4.2. Variables hidroquímicas ______________________________________________ 26 4.3. Variables de respuesta trófica__________________________________________ 29

5.

EVALUACIÓN DEL ESTADO TRÓFICO ____________________________________ 33

6.

BALANCE DE MASAS __________________________________________________ 38 6.1. Estimación de las aportaciones fluviales_________________________________ 38 6.2. Estimación de las aportaciones directas al embalse (CED) __________________ 39 6.3. Balance de masas: fuentes y sumideros _________________________________ 40 6.4. Estimación de la sedimentación neta de fósforo __________________________ 41 6.5. Programa de simulación ______________________________________________ 43

7.

VÍNCULOS CON LA DMA ________________________________________________ 44 7.1. Clasificación de embalses _____________________________________________ 44 7.2. Nivel de presión antrópica _____________________________________________ 51 7.3. Modelos de respuesta según tipo y presión ______________________________ 52 7.4. Evaluación del potencial ecológico _____________________________________ 54

8.

CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES__________________________________ 55

1. INTRODUCCIÓN La Confederación Hidrográfica del Duero, a través de su Comisaría de Aguas, pone en marcha el estudio Diagnóstico y Control del Estado Trófico de los Embalses de la Cuenca de Duero (en adelante, el ESTUDIO), con el fin de obtener un mejor conocimiento del estado trófico en su ámbito, controlar su evolución y paliar en lo posible los efectos del proceso de eutrofización. La transposición a nuestro país de la legislación comunitaria en materia de medio ambiente trata de forma recurrente el problema de los aportes excesivos de nutrientes a las aguas continentales, tanto desde el punto de vista de la depuración de las aguas residuales urbanas (zonas sensibles) como de los retornos de regadío (zonas vulnerables), así como en el sistema receptor, a través de los objetivos de calidad impuestos a cada tramo. La planificación hidrológica española, en sus Planes Hidrológicos de Cuenca, incorporan toda esta materia legal y suponen un marco en el que desarrollar estudios como el que es objeto de la presente oferta técnica. En cualquier caso, se debe también tener presente la implicación de la eutrofización en la calidad ecológica de las aguas, tal y como reconoce la Directiva 2000/60/CE de 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, conocida como Directiva Marco de Aguas (en adelante, DMA). 1.1. Antecedentes Los programas y estudios sobre la eutrofización, iniciados por la OCDE e impulsados en España por varios organismos y grupos de investigación -C.E.H., CEDEX, MARGALEF et al., CCAA, así como los propios Organismos de Cuenca-, han representado un

primer paso para el conocimiento de la problemática asociada a estos fenómenos en nuestro país. Sin embargo, la aparición de nuevas técnicas de estudio y restauración, así como la necesidad de asumir la normativa comunitaria en esta materia aconsejan ahondar en el conocimiento del estado trófico de nuestros embalses, así como de sus causas concretas y la capacidad de respuesta de los sistemas ante la neutralización de las mismas.

En la recopilación de los datos sobre la eutrofización de las aguas continentales españolas** se muestra que las aguas de la C.H. Duero tienen la concentración media de fósforo reactivo soluble más baja (0,13 mg P/l) después de las del Sur y Segura, en las que las aguas residuales urbanas son mayoritariamente vertidas al mar. Sin embargo, estos datos muestran una gran dispersión en la C.H.D. reflejando que las mayores cargas de fósforo se concentran en las zonas donde se instalan los grandes núcleos urbanos -eje principal del Duero y algunos afluentes como el Duratón, Arlanza, etc-. En consecuencia, se tienen casos de embalses con un avanzado estado de eutrofización frente a otros que reflejan unas condiciones aún no eutróficas pero que podrían llegar a serlo, en los que el interés se centra en conocer y, al menos, mantener sus condiciones tróficas actuales. Los embalses que se incluyen en el presente ESTUDIO representan ejemplos muy significativos de ambos casos, lo que permitirá obtener un conocimiento amplio de esta problemática en la cuenca y desarrollar una metodología de aplicación generalizada a la C.H.D. 1.2. Estructura general del Estudio La considerable cantidad de información que genera este Estudio obliga a estructurar la misma en dos niveles, que permitan su fácil comprensión y la rápida localización de hitos concretos dentro de la amplitud de los trabajos que se proponen. De este modo, el presente documento constituye el TOMO I: DOCUMENTO DE SÍNTESIS, que contiene la metodología general del trabajo y la presentación de los resultados a escala de la Cuenca Hidrográfica del Duero, centrando el análisis en la comparación entre embalses y en la búsqueda de homogeneidades limnológicas y tróficas. Por otro lado, se edita un TOMO para la presentación pormenorizada de los resultados en cada

**

ALVAREZ COBELAS, M. et al. (1991). La eutrofización de las aguas continentales españolas. Henkel Ibérica, S.A. Barcelona, 339 pp.

embalse, que contiene además la relación de datos generados en ANEJOS, clasificados según los diferentes tipos de información. Este informe de diagnóstico recoge los resultados obtenidos en las diez campañas de muestreo de embalses realizadas durante los años 2001 y 2002 -cinco en cada embalse-, que incluye los treinta y dos (32) embalses y dos (2) lagos, en los que estaba previsto realizar un diagnóstico del estado trófico en el presente Estudio. Por otro lado, hay 14 campañas adicionales de tributarios y efluentes -7 en cada embalse, que servirán para establecer el balance mensual de nutrientes durante un ciclo anual completo, de modo que sus resultados se incorporarán al informe final del ciclo que incluirá el balance de masas y la asignación de cargas. 1.3. Efectos de la eutrofización sobre la calidad de las aguas La calidad de las aguas superficiales, especialmente de lagos y embalses, se ve afectada frecuentemente por el fenómeno de eutrofización, que, según la definición adoptada por la OCDE, es un enriquecimiento de las aguas en sustancia nutritivas que conduce, generalmente, a modificaciones sintomáticas tales como aumento de la producción de algas y otras plantas acuáticas, degradación de la pesca y deterioro de la calidad del agua, así como de todos sus usos en general.

La eutrofización es una forma peculiar de contaminación del medio acuático, causante de importantes perjuicios -coloraciones repulsivas del agua, pérdida de transparencia, olores y sabores desagradables, toxicidad por la presencia de ciertas algas-, que se traduce en un encarecimiento de los tratamientos de potabilización y daños a la fauna y ganado de zonas próximas, incidiendo negativamente en el valor paisajístico del entorno; incluso los riegos, que podrían verse beneficiados por una fertilización adicional cuando se utilizan aguas procedentes de embalses eutróficos, sufren un efecto adverso debido a la colonización macrofítica que obstaculiza con frecuencia acequias y canales de riego.

El proceso de eutrofización se debe a una elevación de los niveles de nutrientes sustancias o elementos nutritivos- principalmente P y N, que rebasa el umbral limitante de la producción primaria y, consecuentemente, se inutilizan los mecanismos

de control del sistema. Este incremento de la concentración de nutrientes se suele deber a un aumento de los aportes alóctonos (no generados en el propio embalse) pero no siempre es así, o al menos exclusivamente, pudiendo incidir sobre el grado de eutrofia un cambio en las condiciones abióticas del sistema (luz, régimen térmico, tiempo de renovación del agua, cambios en la profundidad, etc) y también en las comunidades biológicas.

El incremento en nutrientes primarios determina un gran desarrollo de las algas (fitoplancton, sobre todo) en las capas de agua iluminadas, aunque conviene mencionar que existe, en cualquier sistema acuático de régimen lenítico (charcas, lagos, embalses), un proceso de sucesión natural muy lento desde la oligotrofia hasta la eutrofia, dependiendo de las características geológicas, hidrológicas y morfológicas de la cuenca del lago o embalse.

No obstante, la acción del hombre que se manifiesta a través de los vertidos de aguas residuales urbanas (procedentes de núcleos de población, urbanizaciones, etc) y de establecimientos industriales y ganaderos, así como a través de la contaminación difusa producida por el desarrollo de la agricultura intensiva (deforestación de cuencas, aportación excesiva de fertilizantes), ha propiciado en los últimos decenios una eutrofización cultural, con una notable aceleración del proceso natural de eutrofización, en la que el fósforo suele ser el elemento a controlar por su frecuente carácter de elemento limitante y porque se suele presentar de forma más localizada.

Según datos publicados en 1968 en EE.UU por la American Chemical Society, hasta el 80% del nitrógeno y el 75% del fósforo añadidos a las aguas superficiales son de origen antrópico; en particular, las aguas residuales domésticas e industriales son una fuente importante de nutrientes, especialmente en P, así como las escorrentías de tierras de cultivo, siendo destacable que hasta un 70% del contenido en P de las aguas residuales domésticas se debe a los detergentes.

En cualquier caso, la implementación de la Directiva de tratamiento de aguas residuales urbanas (91/271) está mejorando la situación en amplias zonas del país. Pero esto no supondrá un avance significativo en la lucha contra la eutrofización de las aguas en las comunidades de interior, en las que los pequeños núcleos de población

y el carácter rural del medio rural representan una fracción importante; en estas comunidades, tiene cada vez más trascendencia mantener una calidad de las aguas compatible con los usos turísticos y recreativos, como fuente de riqueza que ya es para estas zonas, y esto exige tratar la eutrofización con especial atención. A su favor tienen una mayor disponibilidad de tierra que incrementa la potencialidad para aplicar tratamientos

de

depuración

blandos,

menos

onerosos

en

construcción

y

mantenimiento pero más exigentes en cuanto a disponibilidad de suelo. 1.3.1. Marco legal La actual Ley de Aguas establece que la planificación hidrológica incluye la Protección de la calidad del agua (art. 38). Respecto a esta protección establece (art. 40):

a)

La asignación y reserva de recursos para usos y demandas actuales y futuras así como para la conservación o recuperación del medio natural.

b)

Las características básicas de calidad de las aguas y de la ordenación de los vertidos de aguas residuales.

Esta acción protectora requiere una planificación basada en los datos del estado de los embalses lo más actualizado posible ya que muchos de ellos tienen como finalidad los abastecimientos de población y riegos, que ya de por sí exigen una calidad mínima del agua para que pueda servir a dichos usos con o sin tratamiento previo.

En este sentido, cabe destacar la necesidad de cumplir los objetivos de calidad establecidos en función de los usos del agua que marcan las Directivas Comunitarias al respecto (Directivas 75/440/CEE, 79/869/CEE, 76/160/CEE, y 78/659/CEE), recogidas en el Reglamento de la Administración Pública del Agua y de la Planificación Hidrológica (R.D. 927/1988 de 29 de Julio).

Por otro lado, hay que asumir la Directiva Comunitaria 91/271/CEE sobre zonas sensibles y prioritarias -transpuesta al ordenamiento jurídico español mediante el Real Decreto-Ley 11/1995 y el Real Decreto 509/1996- que insta a dotar de un carácter prioritario a las actuaciones de saneamiento, control y recuperación tendentes a

alcanzar el objetivo de calidad especificado para estas zonas. Asimismo, se marcan un plazo para la reducción de nutrientes en las aguas residuales que infieren en el grado trófico de dichas zonas; este horizonte de tiempo es el del año 1998 para los vertidos de más de 10.000 h-e y la reducción será del 80 % o hasta 2 mg/l (1 mg/l para las poblaciones de más de 100.000 h-eq.) en el caso del fósforo.

También es obligado considerar la relación de la Directiva Comunitaria sobre zonas vulnerables (91/676/CEE) con la eutrofización de las aguas, referente en este caso al nitrógeno; esta directiva establece además plazos -cada 4 años- para la revisión del estado trófico de las aguas dulces superficiales y de las aguas de estuario y costeras, en el apartado c) del artículo 6.

Por último, se tienen muy en cuenta las prescripciones contenidas en la Directiva Marco de Política de Aguas, Directiva 2000/60/CE de 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.

En este sentido, el Joint Research Centre de la Comisión Europea, basándose en el planteamiento de la citada Directiva, aporta un criterio operativo para definir masas de agua sometidas a eutrofización (PREMAZZI & CARDOSO, 2.001), tal y como establecen las Directivas sobre zonas sensibles y vulnerables.

2. METODOLOGÍA 2.1. Ámbito y organización de los trabajos El ámbito de trabajo se refiere a los embalses y lagos de la Cuenca Hidrográfica del Duero que se representan en el mapa adjunto, en el que se destaca su situación general, así como la situación de las estaciones de la red ICA y la delimitación de cuatro sectores (N, E, S y O), para la organización de los muestreos. Los trabajos se desarrollarán en cuatro ciclos hidrológicos, de los cuales los dos primeros se dedicarán al diagnóstico del estado trófico en los embalses y lagos, exceptuando los ocho (Aguilar de Campoó, Cuerda del Pozo, Los Rábanos, Bur-

gomillodo, Las Vencias, San José, Santa Teresa y Barrios de Luna) en los que se obtuvo durante los años 1995/6 y 1996/97. En los dos últimos años se realizarán sendos ciclos completos de seguimiento simplificado interanual. En cada embalse se establece una delimitación y segregación de subcuencas, en cuyo punto inferior de drenaje se estiman las entradas mediante campañas de tributarios (12 al año durante el diagnóstico y 4 en cada año de seguimiento). Además, se estima la aportación directa al embalse, mediante el modelado de los aportes puntuales y difusos. En cada embalse se realiza una nueva compartimentación pero a una escala de mayor detalle. El proceso se hace depender de la localización de estaciones que, a su vez, es función de la superficie y morfología del embalse. La respuesta del embalse se evalúa mediante cinco campañas de muestreo en la fase de diagnóstico, coincidentes con el último tramo del invierno (febrero/marzo), el máximo de productividad primaveral (mayo), el inicio del periodo de estratificación (junio/julio), el estiaje pleno (agosto) y el periodo de desestratificación (septiembre). En la fase de seguimiento se realizan dos campañas (generalmente en máximo de productividad y en culminación de estiaje). Estas campañas se centran en la dinámica de nutrientes y en la biomasa de las comunidades de fitoplancton. Los parámetros a medir sistemáticamente son los mismos que los descritos para los tributarios. 2.2. Trabajos de campo realizados en campañas de diagnóstico La localización de las estaciones y de todas las mediciones en el embalse se ha efectuado mediante un sistema de posicionamiento diferencial por satélite (AgGPS TRIMBLE 132), con precisión submétrica.

La nomenclatura utilizada para la identificación de las muestras se ajusta a la siguiente secuencia:

♦

Dos letras claramente diferenciables, a modo de clave del embalse.

♦

Tipo de estación: Una E o una T, según se trate de una estación de embalse o de un tributario, respectivamente. Para las salidas de agua se emplea la letra X.

♦

El número de orden de la estación, que aumenta desde 1 (zona de cabecera) hacia la cola del embalse, o del tributario (1 para el principal y 2 ó 3 para los secundarios).

♦

Una letra que designa la profundidad (punto de muestreo) a la que se toma la muestra (S para superficie, M para la mitad de la profundidad máxima, F para el fondo y D para la correspondiente a dos veces la profundidad de visión del disco de Secchi). En época de estratificación se añade una muestra más al perfil vertical (T) que corresponde al metalimnion, pasando la muestra M a denominarse H, que corresponde ahora a la zona superior del hipolimnion. En numerosas ocasiones, y dada la escasa profundidad de los embalses durante determinadas épocas, se solapan varias de estas muestras y su número queda reducido en consecuencia.

En cada estación de muestreo se han realizado los siguientes trabajos sistemáticos: ♦

Perfil metro a metro de parámetros físico-químicos de temperatura, conductividad, pH, oxígeno disuelto, potencial redox, sólidos totales disueltos, turbidez, irradiancia. El sensor multiparámetro a emplear es un HIDROLAB H20, que dispone de una unidad central con memoria -SISTEMA SURVEYOR 3- y estandarización automática de las mediciones.

♦

Medición de la transparencia mediante la profundidad de visión de un disco de Secchi de 30 cm de diámetro.

♦

Toma de muestras de agua para análisis químicos con hidrocaptor tipo Van Dorn en cada punto de muestreo.

♦

Toma de muestras biológicas -fitoplancton y pigmentos fotosintetizadores- a tres profundidades: superficie, dos veces la profundidad de visión del disco de Secchi

-equivalente al estrato inferior de la zona fótica*-, y, en ocasiones media profundidad -estimación de pigmentos detríticos-. ♦

Para el estudio del zooplancton se han realizado arrastres verticales con red de 250 µm.

Las muestras de agua se han recogido en frascos de polietileno, excepto las de las diferentes formas del fósforo, para los que se utilizarán recipientes de vidrio. Las muestras biológicas se fijarán inmediatamente con lugol para el fitoplancton y formalina tamponada (4% en la muestra) para el zooplancton. El resto se trata (una vez filtrado y conservado) en el laboratorio en un plazo máximo de 48 h; los nutrientes inorgánicos y los pigmentos fotosintetizadores se analizan en un plazo inferior a 2 días desde su llegada al laboratorio. 2.2.1. Análisis de laboratorio Una vez en el laboratorio se realizarán las siguientes determinaciones sobre las muestras de agua:

♦

Pigmentos fotosintetizadores: clorofilas a, b y c y feofitinas.

♦

Sólidos totales en suspensión.

♦

Alcalinidad total.

♦

Diferentes formas del fósforo: básicamente fósforo reactivo disuelto (equivalente a los ortofosfatos) y fósforo total.

♦

*

Diferentes formas del nitrógeno: amonio/amoníaco, nitratos y nitritos.

La zona fótica (Zeu) está determinada por la profundidad a la que la tasa de fotosíntesis limitada por la luz es

prácticamente cero. A efectos prácticos, se considera que esta limitación se produce cuando la radiación restante representa el 1% de la superficial -REYNODLS, 1984-. Mediante contrastes empíricos se ha obtenido VOLLENWEIDER, 1974- una relación media para Zeu de 1,7 veces la profundidad de visión del disco de Secchi (DST).

♦

Sílice reactiva

♦

Como parámetros determinantes de la composición iónica de las aguas se ha determinado en la campaña de mezcla prevernal la concentración de los siguientes iones: calcio, magnesio, potasio, carbonatos, sulfatos y cloruros.

Los parámetros biológicos incluyen las estimaciones de biomasa (clorofila a) y densidad celular (conteos) en el fitoplancton y determinaciones taxonómicas en fitoplancton. En cuanto a los peces, se realizarán estudios de su estado sanitario además de las estimaciones biométricas y censales pertinentes. Los métodos analíticos propuestos para estos parámetros, junto a sus límites de detección y precisión, así como los protocolos de trabajo en las muestras biológicas se facilitan en el ANEJO I a este documento. 2.2.2. Procesamiento de datos Los datos se someterán a un cribado inicial para corregir errores y se introducirán en la base de datos antedicha.

Con ayuda del procesador de datos que se proporcionará a la Dirección de Estudio, se obtendrán los valores medios por estratos, estaciones y embalses, mediante ponderación por los volúmenes.

Cuando no existe estratificación térmica se obtiene directamente el valor medio del perfil vertical a partir de los puntos de muestreo de una misma estación. Cuando se detecta estratificación, se estiman los volúmenes de cada estrato y con las medias de los valores situados dentro de cada estrato, se obtiene por ponderación la media en la columna de agua. Para obtener valores medios entre campañas, se pondera con el periodo de tiempo que representa cada campaña, que transcurre entre las mitades de los intervalos entre la campaña anterior y la posterior.

2.2.3. Características de calidad de las aguas y diagnóstico del grado trófico

♦ Condiciones de oxigenación El oxígeno disuelto en el agua es el receptor final de electrones en los procesos respiratorios de los organismos acuáticos, exceptuando ciertas formas bacterianas anaerobias. Por ello, se prestará especial atención en el ESTUDIO al comportamiento del oxígeno disuelto en la columna de agua, que permite reconocer el grado de estrés del sistema.

♦ Grado y tipo de mineralización Los elementos denominados de proporcionalidad aproximadamente constante son los que definen la composición mineralógica del agua y condicionan el potencial de eutrofización natural de la masa de agua. Por este motivo, se ha realizado un muestreo para determinar las características mineralógicas de las aguas, en una época (invierno) en la que están menos modificadas por el estado de calidad del agua. ♦ Concentraciones de nutrientes. Factores limitantes El origen de los procesos de eutrofización se encuentra en la ruptura de las condiciones limitantes del crecimiento de las poblaciones de productores primarios (fundamentalmente del fitoplancton en los sistemas acuáticos de tipo lenítico). La limitación de ese crecimiento puede deberse a factores físicos, químicos y biológicos (si incluimos la presión entre eslabones de la cadena trófica como una limitación). Sin embargo, es frecuente que las carencias nutricias dominen este fenómeno y que, en la mayoría de los casos, sea el fósforo el elemento crucial limitante. Por ello, los nutrientes primarios constituyen las variables causales más relevantes en un estudio de este tipo y la estimación de sus concentraciones y comportamiento dinámico es una labor de gran importancia.

Para identificar el nutriente limitante se recurre a su relación estequiométrica media en las células del fitoplancton, que según la relación de Redfield deducida para ambientes marinos es de 106:16:1, en átomos de C:N:P, respectivamente. Puesto que se suele medir la concentración de estos elementos, la anterior relación se utiliza en la forma másica, es decir, la relación N:P en peso es de 7,2 a 1. No obstante, se propone utilizar en las valoraciones ratios diferentes y más realistas (STERNER, 1990) para otros eslabones tróficos, como los que existen para el zooplancton. Se considera que una relación N:P en peso menor de 7 transfiere el potencial limitante al nitrógeno; sin embargo, hay varios factores que aconsejan no tomar este umbral con rigidez y se recomienda utilizar un rango entre 5 y 10 como potencialmente limitante por el N. Esto en lo que se refiere a las formas biodisponibles, que están sometidas a mucha variabilidad espacio-temporal; por ello, se puede utilizar en combinación un ratio de NT/PT de 29 como umbral máximo por debajo del cual se incrementa el riesgo de aparición de cianofíceas (SMITH, 1983). No obstante, hay que precisar que el contraste de este ratio tiene sentido sólo cuando las concentraciones absolutas de los nutrientes descienden hasta niveles limitantes, los cuales varían según las especies de algas de que se trate; un caso extremo de esto es la independencia del N disuelto que tienen las algas cianofíceas fijadoras de N en forma de gas. Los niveles que se utilizarán en el ESTUDIO son de 5 µg-P/l de PT y de 200 µg-N/l de NIT (RYDING & RAST, 1989). En todo caso, estos ratios hay que contemplarlos como un síntoma y no como un determinante. Así, las diatomeas de primavera (pennadas) producen una depleción de sílice mayor que las de verano (céntricas). Algunas observaciones permiten inferir que un ratio Si/P inferior a 93 resulta decisivo para que la competición entre Asterionella y Microcystis resulte favorable a esta última (HOLM & ARMSTRONG, 1981) y esto es importante en embalses en los que existe la tendencia de esta última a proliferar. Las condiciones de hábitat para el fitoplancton no sólo están definidas por las concentraciones de nutrientes sino también por variables como la turbulencia del agua, la temperatura y la luz, en diferentes combinaciones espacio-temporales.

Por todo ello, resulta útil considerar las posibles combinaciones de limitaciones que sufren las poblaciones algales en la época primaveral y estival del año y, cuando se trate de diseñar las medidas correctoras de la eutrofización, será necesario considerar en qué grado y momento actúan y cómo cabe esperar que evolucionen en una hipotética recuperación del embalse. Durante el periodo invernal, normalmente son la temperatura y el fotoperiodo las variables que controlan el crecimiento de estas poblaciones.

♦ Concentraciones de pigmentos fotosintetizadores Del conjunto de pigmentos sintetizadores de las microalgas de agua dulce, la clorofila a se emplea con asiduidad como un indicador básico de biomasa fitoplanctónica. Todos los grupos de microalgas contienen clorofila a como pigmento principal y puede llegar a representar el 1 y el 2 % del peso total seco. Además de la clorofila a, como clorofilas secundarias, las euglenales y cloroficeas tienen clorofila b y las criptoficeas, dinoflageladas, crisoficeas y diatomeas, presentan clorofila c. Sus proporciones relativas pueden indicar, por lo tanto, la prevalencia de determinados grupos algales. Asimismo, parte de la clorofila que se mide corresponde en realidad a pigmentos de degradación de células muertas, por lo que se obtiene además la concentración de feofitinas para estimar esta fracción. Por estas razones, se trabajará con las diferentes formas pigmentarias para establecer su valor como indicadores en cada caso. Asimismo, se aplicará también el índice de Margalef del estado fisiológico de las algas.

♦ Biomasa, tipo y distribución del plancton Para la determinación de la distribución espacial y densidad poblacional de las distintas especies se efectúan extracciones de agua, en superficie y en el límite inferior de la capa fótica. El método seguido para los recuentos será el de sedimentación, combinado con el de centrifugación en muestras con abundancia de nanoplancton. De la muestra

inicial, y después de transcurrido el tiempo de sedimentación (3 horas por cm de altura de la cubeta), se retiran tres tercios del volumen por sifonación. Los conteos de células fitoplanctónicas se han realizado siguiendo el método de UTERMÖHL (1958) con microscopio óptico invertido. Los de zooplancton con ayuda

de la lupa binocular. Partiendo de la base de que el presente ESTUDIO tiene una finalidad práctica y debe proveer de elementos de gestión, se interpreta la información biológica en un doble sentido: • Cualidades bioindicadoras de organismos concretos, grupos determinados y de la biomasa global expresada tanto en pigmentos fotosintetizadores como en densidad celular. Con este fin, se considerará el esquema de interpretación propuesto por REYNOLDS (1996) basado en la respuesta de asociaciones de especies a las condiciones del medio -nutrientes, luz, hidrodinamia y temperatura, principalmente-. • Estudio de interrelaciones entre grupos funcionales y el entorno, de modo que permita establecer su influencia en el proceso de eutrofización del sistema y prever la evolución futura. Para ello, se diferencian las siguientes categorías en el fitoplancton: • Cianofíceas (FI), por las complicaciones que generan en los usos del agua y la potencial toxicidad de algunos de sus componentes. • Nanoplancton (FII), como un grupo de algas de tamaño inferior a 20 µm, que domina en ambientes oligotróficos y que es consumido por determinados grupos del zooplancton microfiltrador. • Plancton de red (FIII), que constituye el plancton que queda retenido en la red de catura de 65 µm.

• Macroplancton (FIV), que es un grupo que engloba aquellas especies no incluidas en los demás grupos y con un tamaño de más de 200 µm que dificulta su ingesta por los consumidores primarios. • Diatomeas céntricas (FV); su ecología tan diferenciada, que facilita las proliferaciones estivales en competición con otros grupos más problemáticos, aconseja realizar esta diferenciación. • Diatomeas pennadas (FVI) que proliferan en primavera y tienen requerimientos de sílice más altos que las anteriores. • Criptofíceas (FVII); constituye un grupo muy importante en el embalse de Los Rábanos y su ecología es muy diferente a la del resto de los grupos, especialmente por su capacidad de vivir en ausencia de luz (heterotrofia facultativa). En lo referente al zooplancton, se establecen las siguientes categorías para la clasificación y valoración de resultados, siguiendo y ampliando la propuesta de ARMENGOL (1980). Esta clasificación responde a su capacidad para influir, directa o indirectamente, en las poblaciones fitoplanctónicas. • Copépodos macrófagos carnívoros (ZI) • Copépodos filtradores (ZII) • Copépodos macrófagos hervívoros (ZIII) • Cladóceros microfiltradores (ZIV) • Cladóceros macrofiltradores (ZV) • Rotíferos microfiltradores (ZVI) • Rotíferos depredadores (ZVII) • Protozoos microfiltradores (ZVIII)

♦ Estado trófico de los embalses

La catalogación trófica se alcanza mediante la aplicación e interpretación de una serie de indicadores de amplia aceptación. En cada caso, se tienen en cuenta el valor de unos u otros en función de las características limnológicas básicas de los embalses. Así, se pueden interpretar las incoherencias entre índices y parámetros y establecer la catalogación final en función de aquellos que, en cada caso, responden a la eutrofización de las aguas y no a otros aspectos espurios. A continuación se presentan los indicadores que se someterán a contraste y los aspectos en los que se basan. • Carga de fósforo Se utiliza el concepto de carga crítica de Vollenweider que establece un límite de carga de fósforo por encima del cual se considera que la masa de agua tenderá a eutrofizarse. Este límite aumenta en función de la profundidad media del embalse (z) y del tiempo de residencia hidráulica (Tw), según la siguiente expresión, que considera una concentración crítica de 10 µg-P/l:

L(P)i=10 qs(1+√Z/qs), donde qs =Z/Tw • Concentración de nutrientes La concentración de fósforo total en el embalse es un parámetro crucial en la eutrofización puesto que suele ser el elemento que limita el crecimiento de las algas. Hay varios índices que contemplan su concentración media anual para la catalogación trófica y se usarán los siguientes: - EPA con tres categorías tróficas y límites de 10 y 20 µg/l. - LEE, JONES & RAST, con cinco categorías tróficas y límites de 8, 12, 28 y 40 µg/l. - MARGALEF, con dos categorías tróficas y límite de 15 µg/l.

- OCDE, con cinco categorías tróficas y límites de 4, 10, 35 y 100 µg/l. - TSI, con cinco categorías tróficas y límites de 20, 40, 60 y 80, que representan valores de una escala relativa de 0 a 100 calculados según la transformación 10(6-log2(54,9/PT)). En general, el índice de la OCDE refleja suficientemente el grado trófico real en los casos estudiados y además es el de más amplio uso. Por otro lado, permite realizar la catalogación con un sistema probabilístico que asigna una cierta probabilidad a cada categoría, lo cual es más realista. La propuesta española para la determinación de zonas sensibles establece un umbral basado en el de eutrofia, según la clasificación de la OCDE, pero en el caso del fósforo se sitúa en 30 µg/l (PREMAZZI & CARDOSO, 1992). • Biomasa algal A diferencia del anterior, es un indicador de respuesta trófica y por lo tanto integra todas las variables causales, de modo que está influido por otros condicionantes ambientales además de estarlo por los niveles de nutrientes. Se utilizan dos parámetros como estimadores de la biomasa algal en los índices al uso: densidad celular (nº células/ml) y concentración de clorofila a (µg/l) en la zona fótica; en esta última se usan los valores medio y máximo anuales. Los índices a contrastar en el ESTUDIO son los siguientes: - EPA con tres categorías tróficas y límites de 3 y 20 para la clorofila (máximo anual) y de 2000 y 5000 para la densidad celular. - LEE, JONES & RAST, con cinco categorías tróficas y límites de 2.1, 3, 6.7, 10 µg/l de clorofila (media anual).

- MARGALEF, con dos categorías tróficas y límite de 5 para la clorofila (media anual) y 5000 para la densidad celular. - OCDE, con cinco categorías tróficas y límites de 1, 2.5, 8 y 25 para la media anual de clorofila y de 2.5, 8, 25 y 75 para el máximo anual. - TSI, con cinco categorías tróficas y límites de 20, 40, 60 y 80, que representan valores de una escala relativa de 0 a 100 calculados según la transformación 10(6-log27.7(1/Chla0.68)). Otro parámetro relacionado con la biomasa algal, aunque más indirectamente, es la transparencia medida con el disco de Secchi (media y mínimo anual en m), que da lugar a los siguientes índices: - LEE, JONES & RAST, con cinco categorías tróficas y límites de 1.8, 2.4, 3.8 y 4.6. - MARGALEF, con dos categorías tróficas y límite de 3. - OCDE, con cinco categorías tróficas y límites de 1.5, 3, 6 y 12 para la media anual y de 0.7, 1.5, 3 y 6 para el mínimo anual. - TSI, con cinco categorías tróficas y límites de 20, 40, 60 y 80, que representan valores de una escala relativa de 0 a 100 calculados según la transformación 10(6-log2DST). • Metabolismo del sistema Se aplicará otro grupo de indicadores que, de una forma u otra, reflejan el metabolismo general de los embalses. Se refieren a la DHOD o depleción hipolimnética de oxígeno disuelto.

Se ha aplicado el parámetro de concentración hipolimnética de oxígeno disuelto en máximo estiaje (agosto), según la clasificación proporcionada por PREMAZZI & CHIAUDANI, 1992.

Este índice representa aspectos secundarios de la respuesta trófica que vienen a indicar la capacidad del sistema para absorber la respuesta primaria medida con los índices del apartado anterior. Por ello, es una catalogación funcional que no siempre se correlaciona bien con los indicadores de la respuesta primaria pero que resultan muy útiles para establecer el estado real del embalse en su conjunto, ante la carga de nutrientes que recibe. • Catalogación trófica final Se consideran los diferentes matices y aspectos que puedan deformar la respuesta trófica a las cargas de nutrientes para alcanzar una catalogación final, que se compara con las que existan de otras épocas, a fin de describir la evolución y tendencia eutrófica del sistema.

3. TRABAJOS REALIZADOS La respuesta de los embalses se ha evaluado mediante cinco campañas de muestreo en la fase de diagnóstico, coincidentes con el último tramo del invierno (marzo), el máximo de productividad primaveral (mayo), el inicio del periodo de estratificación (junio/julio), el estiaje pleno (agosto) y el periodo final del estiaje con mínimas reservas hídricas y transición al periodo de mezcla (septiembre). En cada estación de muestreo de embalse se realizaron los trabajos sistemáticos descritos en el apartado anterior. Se ha procedido a la realización de las mismas mediciones en los tributarios y salidas de los embalses, con el fin de aproximarse a una relación adecuada entre caudal y concentración de nutrientes al final del año hidrológico, que a su vez permitirá establecer un balance de masas anual. El orden en el que aparecen los datos es siempre alfabético, según el código de dos letras del embalse, previa subdivisión de los embalses en cuatro grupos que responden a los sectores geográficos en que se ubican. En definitiva, se ordenan según la tabla que se facilita a continuación, junto a información del nº de volumen del Estudio, código y otros datos del embalse, así como de las estaciones de muestreo asignadas.

TOMO CÓDIG PROPIETARI EMBALSE DEL O O ESTUDIO

Nº DE ESTACIONES DE CADA TIPO

RÍO

PROVINCI EMBAL TRIBUTARI SALID A SE "E"

O "T"

A "X"

4

CA

Unión Fenosa

Casares

León

1

1

1

5

CE

Estado

Ribera

Palencia

2

1

1

6

CM

Estado

Carrión

Palencia

3

1

1

7 8 9 10

CO PO RE RI

Estado Estado Estado Estado

Carrión Palencia Porma León Pisuerga Palencia Esla León

2 3 3 5

1 1 1 2

1 1 1 1

11

SE

Estado

Luna

León

1

1

2

12 13

VI BE

Estado Ayto. Ávila

Tuerto Becerril

León Ávila

2 1

2 1

1 1

14

FC

Estado

Adaja

Ávila

1

1

1

15

LC

Estado

Adaja

Ávila

2

1

1

16 17

MI PA

Estado Estado

Almar Eresma

Ávila Segovia

1 1

1 1

1 1

18

RV

Ayto. Segovia

Frío

Segovia

1

1

1

19

SN

Ayto. Ávila

Voltoya

1

1

1

Villagonzalo

20

VG

Estado

1

1

1

Arlanzón Uzquiza Angeles de San Rafael, Los Linares del Arroyo Laguna Negra

21 22

AR UZ

Estado Estado

1 2

1 1

1 1

23

SR

Privado

Moros

Segovia

1

1

1

24

LA

Estado

Riaza

Segovia

2

1

1

25

LN

Estado

Arroyo LN

Soria

1

1

1

Águeda

26

AD

Estado

Águeda

2

1

1

Agavanzal

27

AG

Iberdrola

2

2

1

Aldeadávila

28

AL

Iberdrola

3

1

1

Almendra

29

AM

Iberdrola

5

1

1

Cernadilla Castro, El Ricobayo San Román Sanabria

30 31 32 33 34

CR CS RC RO SA

Iberdrola Iberdrola Iberdrola Iberdrola Estado

3 2 5 2 2

1 1 1 1 1

1 1 1 1 1

Saucelle

35

SU

Iberdrola

2

1

1

Valparaíso Villalcampo

36 37

VA VC

Iberdrola Iberdrola

4 3

1 2

1 1

Casares Cervera (Ruesga) Camporredo ndo Compuerto Porma Requejada Riaño Selga de Ordás Villameca Becerril Fuentes Claras Cogotas, Las Milagro, El Pontón Alto Puente Alta (Revenga) Serones

Ávila Salamanc Tormes a Arlanzón Burgos Arlanzón Burgos

Salamanc a Tera Zamora Salamanc Duero a Salamanc Tormes a Tera Zamora Duero Zamora Esla Zamora Duero Zamora Tera Zamora Salamanc Duero a Tera Zamora Duero Zamora

4. RESULTADOS Los embalses y lagos estudiados se reparten por toda la cuenca hidrográfica del Duero (en el mapa adjunto se clasifican por sectores geográficos). Sus dimensiones se representan en el gráfico 1. En general, los del sector sur son pequeños embalses para abastecimiento, mientras que los del sector norte tienen mayores dimensiones y el destino del agua es múltiple, aunque el riego tiene especial relevancia. El sector oriental contempla únicamente la Laguna Negra, pequeño lago glaciar, y el embalse de Linares del Arroyo, de moderadas dimensiones. El sector occidental incluye embalses en general propiedad de hidroeléctricas, algunos de gran tamaño y profundidad, aparte del lago de Sanabria. También se incluyen en este sector los embalses someros en el eje del Duero.

PROFUNDIDAD M EDIA Y M ÁXIMA DE LOS EMBALSES 66

65

69 64

58

100 55

55 47 39

37

50

47 37

36

140 83 202

50

41

38

32

10 32

21

20 15

16

8 5

CE RE CM CO PO RI SE CA VI AR UZ LN LA BE FC LC PA SR RV SN MI VG SA CR VA AG RO VC CS RC AL SU AM AD

Profundidad(m)

76 78 78 101

60 55 50 45 40 35 30 25 20 15 10 5 0

Gráfico 1

Código de embalse

Zmax

Zm

Los 9 embalses estudiados del sector Sur se ubican en las provincias de Ávila y Segovia (excepto Villagonzalo que pertenece ya a Salamanca) y no sobrepasan los 10 hm3 de capacidad, excepto el embalse de Las Cogotas que tiene 58,6 hm3. Los 11 embalses estudiados en el sector norte se emplazan en las provincias de Burgos, Palencia y León y tienen una capacidad superior a 20 hm3, exceptuando Casares y Cervera. En el gráfico 2 se representan las profundidades media y máxima en situación de máximo nivel normal de embalse. Se puede apreciar que el embalse de Almendra en el Tormes, es con diferencia el más profundo (202 m); seguidamente encontramos los embalses de Aldeadávila, Ricobayo y Riaño, con una profundidad media superior a los 100 metros. San Román, Laguna Negra, Serones, Fuentes Claras y Villagonzalo son los más someros, no superando los 5 metros de profundidad media.

10000 1000 100

3

Capacidad total (hm ) y superficie (ha)

DATOS M ORFOM ÉTRICOS DE LOS EMBALSES

10

0,1

CE RE CM CO PO RI SE CA VI AR UZ LN LA BE FC LC PA SR RV SN MI VG SA CR VA AG RO VC CS RC AL SU AM AD

1

Gráfico 2

Código de embalse

AREA

VOL

4.1. Variables físico-químicas Las campañas de mediciones realizadas reflejan (gráfico 3) unas temperaturas medias del agua superficial que oscilan entre 7,6 y 15,8 °C, aunque con acusados gradientes verticales en los embalses profundos, que suponen diferencias estivales de hasta 14°C, directamente proporcionales a la profundidad del embalse.

El lago de Sanabria, pese a no tratarse de una masa de agua especialmente profunda, presenta, debido a su emplazamiento, la mayor variación térmica entre superficie y fondo, durante el periodo estival. Tal y como se aprecia en el gráfico 3, los embalses de Compuerto, Camporredondo, Selga de Ordás, Revenga y la Laguna Negra son los más fríos. Esto es lógico si se piensa que son embalses situados muy cerca de las fuentes y a una considerable altitud. Los embalses de Becerril, Milagro, Serones y Las Cogotas (15,8°C) en el sector sur, superan los 13°C.

14,1 13,5 12,0 10,4 10,7 11,0 10,7 12,8 11,6 11,9 11,2 11,1 12,2 11,9 12,1 6,8 8,5

5,3 6,9

5,6 7,4 6,9 9,4 8,8 6,3 7,9 7,0 8,9 8,2 9,1 10,0 8,1

5,5 5,6

7,5 7,6

8,8

11,7 10,9

11,9 12,7 12,6 11,4

12,0 12,0 9,2 9,8

11,5 11,4

11,8 13,3 11,0

15,8

8,2 7,2 8,2 8,6 7,7 7,4 9,1 6,8 8,7 8,6 9,0 8,1 9,8 6,7 6,9

17 16 15 14 13 12 11 10 9 8 7 6 5 4 3 2 1 0

CE RE CM CO PO RI SE CA VI AR UZ LN LA BE FC LC PA SR RV SN MI VG SA CR VA AG RO VC CS RC AL SU AM AD

Temperatura (° C) y O.D. (mg/l)

TEM PERATURA SUPERFICIAL Y OD Valor medio anual en el embalse

Gráfico 3

Códigode embalse

TEMP

OD

Aunque hay variaciones locales, se puede decir que, en general, la estratificación térmica se establece durante la primera quincena del mes de junio y dura hasta la segunda quincena de septiembre. Los valores medios en la columna de agua de oxígeno disuelto (gráfico 3) dividen a los embalses en tres grandes grupos; por debajo de 7 mg/l están los embalses de Becerril, Casares, Las Cogotas, Milagro, Los Ángeles de San Rafael, Almendra, El Castro, Fuentes Claras, Ricobayo y los dos embalses de Los Arribes- Aldeadávila y Saucelle. Por encima de 9 mg/l, están los embalses de Revenga, Uzquiza, Linares del Arroyo, San Román, Selga de Ordás y Agavanzal, todos con un tiempo de renovación muy reducido. Sin embargo, estos valores están muy asociados a la temperatura a través del producto de solubilidad del oxígeno en el agua y puede resultar más indicativa la concentración hipolimnética estival de oxígeno disuelto, en la que el valor de 2 mg/l marca el límite que determina el estado anóxico. En este aspecto hay una serie de embalses que añadir a la lista de menor concentración media de 7 mg/l mencionados anteriormente: Arlanzón, Requejada y Villameca. Los valores de conductividad (ver gráfico 4) son moderados o bajos. Los niveles más altos se corresponden con embalses situados en el eje del Duero debido a que recogen el aporte de sales de toda la cuenca. Por otro lado, Linares del Arroyo presenta valores de dureza y conductividad elevados, como consecuencia del carácter calizo de su cuenca. La escasa conductividad y dureza de otros embalses se explica por su localización en cabeceras de subcuencas débilmente mineralizadas, situadas en zonas de sustrato silíceo.

259,9

500

75,9

114,9

400

48,7

300

7,6

4,4 6,1 5,8 7,4

200 17,0

6,7 17,5

12,4

28,4

36,5 32,6 18,6

9,2 6,0 7,4 7,6

Conductividad (µS/cm)

600

169,7

183,3

700

130,8 192,3

164,7 65,6 43,1 95,9 77,1

26,9 34,8

92,1 53,2

275 250 225 200 175 150 125 100 75 50 25 0

CE RE CM CO PO RI SE CA VI AR UZ LN LA BE FC LC PA SR RV SN MI VG SA CR VA AG RO VC CS RC AL SU AM AD

Dureza (mg/l CO3Ca)

DUREZA Y CONDUCTIVIDAD Valor medio anual en el embalse

100 0

Código de embalse

Gráfico 4

4.2. Variables hidroquímicas La concentración de nutrientes es también muy heterogénea (ver gráfico 5); se sobrepasa la concentración media de 400 µg N/l de nitratos en los embalses de Fuentes Claras, Las

3000

700

2500

600 500

2000

400 1500 300 1000

200

500 CE RE CM CO PO RI SE CA VI AR UZ LN LA BE FC LC PA SR RV SN MI VG SA CR VA AG RO VC CS RC AL SU AM AD

0

100

Gráfico 5

Código de embalse

0

PT (mg/l)

NIT (mg N/l)

FÓSFORO TOTAL Y NITRÓGENO INORGÁNICO Valores medios anuales en el embalse

Cogotas, Milagros, Los Angeles de San Rafael, Villagonzalo, Aldeadávila, Saucelle, Almendra y los embalses de la unión Esla - Duero. Sin embargo, las concentraciones son muy bajas (100 µg/l) en los embalses ubicados en el eje del Duero y en el resto de los embalses que se ubican en el sector Sur y que tienen menor capacidad de precipitar fósforo por el carácter blando de sus aguas. En el gráfico 6 se representa la relación entre nitrógeno y fósforo en sus formas biodisponibles. La línea naranja establece el umbral teórico por debajo del cual el nitrógeno puede

FOSFATOS Y RATIO NIT/PRS Valores medios anuales en el embalse 40

350

35

300 250

25

200

20 150

15

100

10

50

0

0

CE RE CM CO PO RI SE CA VI AR UZ LN LA BE FC LC PA SR RV SN MI VG SA CR VA AG RO VC CS RC AL SU AM AD

5

Gráfico 6

Código de embalse

PRS (mg/l)

NIT/PRS

30

resultar limitante. Los embalses de Arlanzón, Úzquiza, Fuentes Claras, El Milagro, Serones, Los Angeles de San Rafael, Aldeadávila, Almendra y Villagonzalo tienen una ratio NIT/PRS muy baja (800 m) Altura moderada (200-800 m) Tierras bajas ( 10.000 km2)
Grande (1.000-10.000 km2)
Media (100-1.000 km2)
Pequeña (10-100 km2) Tipología en función de la geología superficial
Calcárea
Silícica
Orgánica

En España se presentan únicamente dos ecoregiones: Ibérico-Macaronésica y Pirenaica. La aplicación de este método es sencilla y directa, pero resultan escasas las variables que se utilizan para establecer tipos ecológicos potenciales a la escala regional a la que se trabaja, por lo que es difícil que refleje la variabilidad ecológica existente en la demarcación. Sin embargo, permite una comparación directa entre demarcaciones en el ámbito de la UE, lo cual facilita una primera valoración para la tipificación a nivel europeo. En el presente Estudio se ha optado por utilizar las variables que configuran el SISTEMA A de tipificación de la DMA, pero de forma continua, sin adoptar

directamente los rangos propuestos para toda Europa, dado que en el caso de los embalses del Duero no se ajustan a las diferencias conocidas entre cuencas. Además, la categoría geológica “orgánico”, que apenas tiene representatividad en la cuenca, se ha sustituido por la de “arcillas”, que representa una categoría muy extensa y diferenciada en la cuenca del Duero, y tiene significado geomorfológico, a pesar de que su composición es mayoritariamente silícea desde el punto de vista mineralógico. En los mapas adjuntos se representan diferentes clasificaciones de las cuencas de los embalses estudiados según dichas variables, y en la tabla que sigue, la clasificación resultante.

Se debe destacar que las representaciones anteriores conllevan simplificaciones, dado el carácter de ejercicio preliminar, provisional y demostrativo que tiene esta parte del trabajo. Por otro lado, las representaciones de las cuencas, exceptuando el tamaño que es acumulado para toda la cuenca, se refieren a la subcuenca de cada embalse, es decir, a los valores relativos de geología y a la altitud media en la cuenca que comienza en la presa situada aguas arriba, cuando existe. Sin embargo, los cálculos que dan lugar a la clasificación que se facilita a continuación, se basan en valores para la cuenca completa de cada embalse. Esta tabla contiene también la asignación de subgrupos morfológicos a los que se alude más adelante.

GRUPO DE CUENCA

DESCRIPCIÓN

GRUPO MORFOLÓGICO 2

A

Cuencas arcillosas, altas de tamaño medio

3 4

B

Cuencas arcillosas, bajas y de gran tamaño

2 3 1

2

C

Cuencas silíceas altas de pequeño tamaño 3

4

D

E

F

Cuencas de litología mixta y tamaño medio

Cuencas de litología mixta y gran tamaño

Cuencas de litología caliza y altas

3 4 1 2 4 2 3 3

EMBALSE Camporredondo Compuerto Requejada Aguilar de Campoo Cervera Linares del arroyo Porma Riaño San José San Román Sanabria Arlanzón El Milagro Revenga Serones Úzquiza Águeda Agavanzal Becerril Casares Cernadilla Fuentes Claras Las Cogotas Pontón Alto Selga de Ordás Los Ángeles de San Rafael Villagonzalo Villameca Barrios de Luna Santa Teresa Valparaiso Burgomillodo Las Vencias Almendra Aldeadávila Castro Villalcampo Ricobayo Saucelle Laguna Negra Cuerda del Pozo Los Rábanos

7.1.2. Clasificación de embalses Si bien la cuenca define la carga potencial de nutrientes que recibe un embalse, resulta también de interés clasificar directamente las masas de agua en función de las características morfométricas e hidráulicas que modulan la respuesta del sistema a dicha carga externa. Asimismo, se puede obtener una clasificación provisional en función de la impronta mineral de las aguas, como reflejo de las características de la cuenca, en espera de disponer de un análisis de potencialidad basado en estudios detallados de las características de la cuenca. Para ello, se ha realizado una clasificación de embalses en función de una serie de variables morfológicas, mediante reducción a dos variables con análisis de componentes principales y método de clasificación no jerárquica (K-means). En la tabla adjunta se facilita la descripción de los grupos morfológicos a los que se ha llegado (la asignación de embalses se facilita en la tabla precedente), a partir del volumen máximo (Vmax) y medio (Vm), profundidad máxima (Zmax) y media (Zm), superficie y desarrollo de volumen (Dv).

SUBGRUPO DESCRIPCIÓN 1 Embalses profundos (Zm> 20 m y Zmax >50) Embalses de profundidad intermedia (10>Zm10% de la densidad media anual) de algas cianofíceas (potencialmente tóxicas) y de ellos, hay 9 embalses (21% del total) en los que domina este grupo algal (>50%). Pero es que además, estos 9 embalses representan el 59% de las reservas hídricas medias del total de sistemas estudiados. Se debe inevitablemente concluir que la eutrofización es un problema acuciante de la calidad de las aguas de la cuenca del Duero y que además la tendencia espontánea es a

incrementarse, en la medida en que se trata de un proceso sujeto a retroalimentación positiva. El análisis de los balances de fósforo ha permitido constatar que los vertidos de aguas residuales urbanas o industriales están en el origen del problema en 11 embalses, que suponen el 58% de las reservas. Estos embalses son los siguientes: ·

Linares del Arroyo

·

Ricobayo

·

Almendra

·

San Román

·

Cernadilla

·

Fuentes Claras

·

Las Vencias

·

Burgomillodo

·

Los Rábanos

·

San José

·

Santa Teresa

Por otro lado, las actividades que se desarrollan en el entorno del embalse, es decir, dentro de lo que se ha denominado cuenca de escorrentía directa, son significativas (>20% del total de aportes de fósforo) en 10 embalses, de los cuales 3 (Linares del Arroyo, Santa Teresa y Los Rábanos) se deben a vertidos procedentes de poblaciones y en el resto (Burgomillodo, Serones, Selga de Ordás, Cuerda del Pozo, Milagro, Agueda y Agavanzal) son actividades de carácter agropecuario que constituyen fuentes de nutrientes más o menos difusas.

Ante este panorama general, se ha tratado en cada embalse de proporcionar unas directrices de actuación, pero existen limitaciones que impiden ir más allá y que exigen superar una serie de pasos intermedios que, en gran medida, están recogidos en la DMA. En definitiva, se recogen a continuación los hitos que conllevaría cumplir con el objetivo de gestionar activamente el problema de la eutrofización de embalses en la cuenca hidrográfica del Duero:

• Información adicional necesaria Completar el diagnóstico realizado en sistemas no estudiados todavía y en aquellos que presentan incertidumbre. Así, por ejemplo, hay una serie de embalses de los que no se dispone de información suficiente sobre la explotación hidráulica y faltan cubicaciones (mejor batimetrías) para ponderar las estimaciones en los balances de masas. Pero en general, será necesario revisar los cálculos y modelos planteados para cada embalse a la luz de los nuevos datos sobre actividades humanas en la cuenca, que se están elaborando mediante los estudios de presiones e impactos. • Control de la eutrofización en la cuenca La simulación dinámica es una aproximación técnica que permite obtener un panorama sintético y funcional del problema y, sobre todo, diseñar sistemas de control, así como predecir, plantear y valorar los efectos de las acciones de gestión. Se considera irrenunciable desde todo punto de vista y se propone el siguiente esquema de trabajo a estos efectos: a) A la luz de los resultados obtenidos en los diferentes estudios que se están acometiendo en relación a la DMA, se recomienda revisar la clasificación de embalses y lagos planteada en el presente ESTUDIO, así como los modelos empíricos de respuesta obtenidos por tipologías. b) En los embalses más problemáticos y para los que los modelos empíricos no proporcionan suficiente casuística, se deberían ajustar modelos deterministas más detallados, que implica simular toda la red trófica del sistema. Sólo así se puede progresar hacia la definición de proyectos concretos de actuación para la gestión y mejora limnológica de los embalses, sin incurrir en acciones gravosas e ineficaces. c) Plantear un sistema de simulación en entorno SIG que sostenga un Sistema de Información Limnológica de Cuenca. En realidad, se trataría de disponer de un sistema de simulación de la respuesta trófica de los embalses, que trabaje a escala de cuenca mediante algoritmos empíricos establecidos por tipologías (como los

propuestos en este ESTUDIO), y que se alimentan de la información de las redes de control. Este planteamiento admite la integración de sistemas anidados, es decir, de otro tipo de modelos de detalle que se habiliten en casos concretos, y que permitirían ajustar con mayor certidumbre los algoritmos empíricos. d) El resultado de la tarea precedente permitiría diseñar con eficacia la red de control necesaria para gestionar la eutrofización, que incorporaría coordinadamente las estaciones de diferente tipo ya existentes, junto a las que se incorporen en aplicación de la DMA. e) Asimismo, y como consecuencia de un planteamiento de este tipo, se podrían proponer procedimientos de seguimiento y control personalizados para cada caso, dado que la experiencia obtenida con los seguimientos simplificados desaconseja su aplicación y además no responde a los requerimientos de la DMA a este respecto. Así, sería posible determinar la frecuencia e intensidad de los muestreos en función de la variabilidad observada en cada sistema, de su prioridad o de su representatividad dentro de la tipología asignada. f) A partir de ahí, se podría evolucionar a un Sistema de Gestión Integrada de la Eutrofización, que incorpore con agilidad la nueva información y permita orientar acciones de gestión coordinadas, al tiempo que responde a las prescripciones de la DMA y permite optimizar el uso del conocimiento actualizado para combatir los

acuciantes problemas derivados de la eutrofización de las masas de agua. DICIEMBRE DE 2.004