Capítol 5

Control de sistemes

5.1. Introducció

5.2. Àmbit i escales de control

5.3. Control i reutilització d’aigües

5.4. Usos ambientals i medis receptors

5.5. Risc de reutilització de l’aigua

5.6. Costos control mediambiental

5.7  Bibliografia

 

AUTORS

 

Jordi Catalan, Eugènia Martí, Ma Àngels Puig i Marc Ventura (Departament d’Ecologia Continental,  CEAB-CSIC)

Dani Boix, Stéphanie Gascón, Jordi Sala, Sergi Sabater i Xavier Quintana (Institut d’Ecologia Aquàtica – Universitat de Girona)

Maria Deocón, Montserrat Folch, Esther Huertas, Miquel Salgot, Antonina Torrens (Laboratori Edafologia – Universitat de Barcelona)

Anna Arreciado, Gervasi Benito, Lluis X. Godé, Antoni Muné (Agència Catalana de l’Aigua)

Marina Aboal i Nicolás Ubero-Pascal (Facultad de Biología – Universitat de Murcia)

Julián Alonso (Laboratori de Sensors i Biosensors – Universitat Autònoma de Barcelona)

Alba Pascual (Departament de Salut, Generalitat de Catalunya)

Josep Carbó (Ajuntament de Sabadell)

Claudia Campos (Depatamento de Microbiología, Pontificia Universida Javeriana, Bogotá)

 

5.1. Introducció: De la qualitat fisicoquímica a l’estat ecològic

5.1.1 La influència de l’activitat humana en la qualitat de les aigües

Les masses d’aigua existents al planeta són el medi natural en què viuen infinitat d’éssers vius dependents íntimament els uns dels altres per a la seva existència. Alhora, les condicions de les aigües naturals determinen el tipus d’éssers que les habiten.

Sense la intervenció humana, els ecosistemes també pateixen desastres ecològics naturals, com mortaldat de peixos provocades per sequeres perllongades, pluges molt intenses, etc., de manera que l’ecosistema no conté sempre la mateixa comunitat.

De sempre l’home ha estat relacionat amb les aigües i hi ha incidit com un factor més en l’ecosistema, tal com és, si bé molts anys enrere l’acció de l’home no era gaire diferent de la d’altres animals semblants. Així, en un primer estadi la capacitat de l’home per modificar la qualitat de l’aigua era reduïda i es limitava pràcticament a les seves dejeccions, que podien ser integrades i assimilades pel mateix ecosistema.

La concentració humana en nuclis cada cop més grans, el desenvolupament tecnològic que va provocar la producció massiva de béns, els descobriments de nous productes utilitzats en totes les activitats, el creixement de la població sobre el planeta, etc. han provocat un desequilibri dels ecosistemes. Les alteracions que l’activitat humana ha generat sobre l’aigua es poden analitzar tant des del punt de vista quantitatiu com qualitatiu. Així, pel que fa a la quantitat, d’una banda hi ha diversos usos (abastament, industrial, agrícola) que han implicat un augment creixent i a vegades desmesurat de les demandes, de manera que, en algunes àrees i en determinades èpoques, la disponibilitat del recurs no és suficient per atendre-les satisfactòriament, la qual cosa provoca situacions fins i tot de clara penúria.

Aquestes aigües, un cop ja utilitzades, tornen al medi, però ja no amb la qualitat original, sinó en alguns casos amb una qualitat molt pitjor. Es aquí que apareix el concepte de contaminació. Així, la contaminació de les aigües fa que es degradi la qualitat de les reserves naturals, de manera que, a més de l’impacte ecològic, es destrueixen els recursos per a usos posteriors, la qual cosa agreuja encara més la manca d’aigua.

L’aigua és un recurs natural que fins no fa gaire es considerava com un bé que es podia utilitzar sense limitació i a un cost pràcticament nul. La situació actual l’ha convertit en un recurs escàs que té un preu cada dia més elevat, de manera que als costos tradicionals de l’aigua (captació, condicionament, transport i distribució) s’afegeixen els necessaris per tornar-la al medi en condicions adequades, costos que cada vegada representen un percentatge més elevat.

Podem concloure, en resum, que la qualitat natural de l’aigua queda artificialment alterada per allò que anomenem contaminació i que prové fonamentalment de les següents activitats controlades per l’home:

  • Activitats industrials.
  • Nuclis de població.
  • Activitats agrícoles i ramaderes.

Neix així la necessitat de controlar no solament la quantitat del recurs, com primerament ja es va constatar, sinó també la qualitat, atès que aquella ha de ser suficient per als diferents usos o per a la seva funció ecològica.

5.1.2. La salubritat de les aigües

Les primeres preocupacions que van sorgir sobre les alteracions de la qualitat de les aigües tenien a veure amb la possibilitat que aquestes es poguessin convertir en agent transmissor de malalties diverses. Així, quan l’aigua dels rius o aqüífers es posa en contacte amb dejeccions o aigües residuals, pot incorporar agents biològics que poden sobreviure, difondre’s àmpliament i incorporar-se al cos humà per diferents vies.

En aquest sentit, malalties com el paludisme, la disenteria, les febres tifoides, el còlera i l’hepatitis A tenen en el medi hídric el seu medi de transmissió. Algunes d’aquestes malalties es coneixen des de fa força temps i la majoria actualment són pròpies de reductes en països subdesenvolupats i lligades a greus mancances en els sistemes de sanejament i les mesures higiènico-sanitàries generals.

5.1.3. La qualitat fisicoquímica

Més modernament, i ja al segle XIX i especialment al XX i en relació fonamentalment amb el desenvolupament d’activitats industrials i ramaderes i agrícoles intensives, es pren consciència de les fortes afeccions a la qualitat de les aigües que es poden produir. En aquest temps es pren consciència que aquestes alteracions artificials o antròpiques de la qualitat, és a dir, contaminacions, poden posar en perill usos diversos de l’aigua que cal protegir. D’acord amb això, es tenia una visió utilitarista de l’aigua i no pas ecosistèmica. És a dir, l’aigua havia de tenir una qualitat fisicoquímica adient que permetés usos posteriors, sense tenir en compte encara la seva funcionalitat ecològica.

Des d’un punt de vista normatiu, la qualitat de les aigües tenia a Europa un enfocament totalment en la línia del que s’ha dit i així hi havia normes que exigien qualitats fisicoquímiques per als usos següents:

  • Aigües superficials destinades a producció d’aigua potable.
  • Aigües aptes per a la vida dels peixos.
  • Aigües aptes per al bany.
  • Aigües aptes per a la cria de mol·luscs.

Les taules de paràmetres i valors corresponents a aquestes normes transcrites al dret espanyol i provinents de directives europees van quedar reflectides dins del Reglament del domini públic hidràulic (BOE núm. 209, de 31 d’agost de 1988, annexos 1-4) (Taules 5.1 - 5.4).

Cal indicar que, quan es parla d’aigües aptes per a la vida dels peixos, no és tant per garantir la salut de l’ecosistema aquàtic sinó la d’activitats econòmiques vinculades a la població piscícola.

Els índexs biològics, malgrat que alguns ja s’havien formulat al primer terç del segle XX, durant molts anys no han tingut suport normatiu i estaven més restringits a l’àmbit científic i de recerca que no pas al de la gestió. Així, i especialment des del punt de vista dels gestors de la política de l’aigua, durant una llarga època s’assimilava qualitat fisicoquímica a qualitat de l’aigua.

5.1.4. Evolució dels indicadors fisicoquímics: paràmetres convencionals i generals

Mentre els problemes de contaminació de les aigües no es percebien tant com ara, la caracterització de la qualitat se centrava en aquells paràmetres vinculats a les característiques intrínseques naturals i a la seva possible destinació per a l’abastament i que intervenen en l’equilibri iònic.

Així, es tenien en compte fonamentalment els indicadors següents:

  • Físics
  • Temperatura
  • Olor
  • pH
  • Residu a 110 ºC
  • Color
  • Terbolesa
  • Conductivitat
 
  • Químics. Generals:
  • Salinitat total
  • Duresa
  • Alcalinitat
  • Matèria orgànica
  • (oxidabilitat al permanganat)
  • Químics. Anions:
  • Carbonats
  • Sulfats
  • Nitrats
  • Bicarbonats
  • Clorurs
  • Nitrits
  • Químics. Cations:
  • Calci
  • Sodi
  • Magnesi
  • Potassi

És evident que molts cops només s’utilitzaven alguns d’aquests paràmetres i que altres vegades s’hi podien incorporar altres analítiques, però la tendència general era emprar aquest tipus d’indicadors.

A mesura que es va anar prenent consciència dels problemes de contaminació, es van anar incorporant o substituint paràmetres i així es va començar a utilitzar indicadors relacionats amb el problema de l’eutrofització, degradació de matèria orgànica i estat general, com ara:

  • Oxigen dissolt (en mg/l i % de saturació)
  • DBO (Demanda Bioquímica d’Oxigen)
  • DQO (Demanda Química d’Oxigen), només utilitzada en rius molt contaminats i en abocaments.
  • TOC (carboni orgànic total), utilitzat més recentment i monitoritzable en continu.
  • Absorció a l’ultraviolat, menys utilitzat però monitoritzable en continu. Dóna informació complementària sobre contaminants amb dobles enllaços i colorants. També és relativament recent.
  • Nitrogen total
  • Amoni
  • Fosfats
  • Fòsfor total

5.1.5. Índexs fisicoquímics de qualitat

La cada vegada més llarga llista de paràmetres analítics que es poden utilitzar i la complexa interpretació pels no experts va fer que ja a mitjans del segle XX es formulessin índexs de qualitat l’objectiu dels quals era integrar els valors dels diferents indicadors individuals en un únic valor que pogués ser considerat representatiu a fi de facilitar-ne la comprensió i la comparació. Un bon índex fisicoquímic de qualitat de les aigües, perquè sigui realment útil, ha de ser fàcil de calcular, reproduïble, comprensible i amb capacitat d’integració, amb la menor pèrdua d’informació possible.

D’acord amb això, la majoria d’índexs d’aquest tipus no inclouen gaires paràmetres, són fàcilment analitzables i el seu valor oscil·la entre 0 i 100 o entre 0 i 10 i responen a fórmules del tipus:

I = S Qi Pi, on:

Qi  és una funció característica de cada paràmetre.

Pi és un factor que pondera la importància del paràmetre.

Aquests tipus d’índexs van començar a desenvolupar-se cap al 1970. Un dels primers índexs coneguts va ser el WQI (Water Quality Index), formulat per la Fundació de Sanitat Nacional (NSF) dels Estats Units, per la qual cosa estava bastant esbiaixat cap a la utilització de l’aigua per al consum humà.

A Espanya l’introductor d’aquests tipus d’índex va ser Gamaliel Martínez de Bascaran, que el 1975 va presentar l’índex de qualitat de l’aigua (ICA), que es basava en els paràmetres següents:

  • Oxigen dissolt

  • Coliformes

  • pH

  • Oxidabilitat

  • Amoni

  • Clorurs

  • Temperatura

  • Conductivitat

  • Detergents

  • Contaminació aparent

Posteriorment, el 1977 J. García Gómez, basant-se en un índex anterior elaborat per Sánchez Crespo, va formular l’índex de qualitat general (ICG), que va ser emprat per les Confederacions Hidrogràfiques i que arriba a utilitzar fins a 23 paràmetres, dels quals 9 són bàsics i els 14 restants complementaris.

A Catalunya s’ha utilitzat l’índex simplificat de qualitat de les aigües (ISQA), establert per Ramon Queralt el 1982, que té el gran avantatge d’utilitzar només cinc paràmetres, que són de determinació senzilla i econòmica.

L’ISQA respon a la fórmula:

ISQA = T (A + B + C + D), on els factors es dedueixen a partir de:

T = temperatura

A = oxidabilitat al permanganat

B = MES (matèria en suspensió)

C = oxigen dissolt en mg/l

D = conductivitat

Si estimem la MES a partir de la terbolesa i l’oxidabilitat a partir del TOC, l’ISQA es pot convertir en IAQA (Índex Automatitzat de la Qualitat de l’Aigua), que és possible calcular a partir de mesures en continu i en temps real (mediambient.gencat.net/aca/ca/xarxes_de_control.jsp/).

En aquest índex, però, no s’inclouen els nutrients i tenen massa incidència variacions que en molts casos són atribuïdes a fenòmens naturals (MES en avingudes i la temperatura).

Tots aquests índexs, doncs, presenten com a avantatge la possibilitat d’oferir una visió ràpida de l’estat de la qualitat fisicoquímica de l’aigua i poder-la comparar de manera senzilla i intuïtiva amb el d’altres rius o analitzar l’evolució del mateix punt al llarg del temps. Per contra, la simplicitat que representa la integració en un sol índex fa que un mateix valor d’índex, i per tant teòricament de qualitat, es doni per a combinacions molt diferents dels paràmetres que el formen, amb connotacions també força diferents, i que variacions degudes a paràmetres no recollits en l’índex no es detectin. Així, tot i la clara utilitat dels índexs, no han de substituir-se mai les analítiques individualitzades que els estudis més profunds de qualitat de les aigües requereixen.

5.1.6. Substàncies perilloses i prioritàries

A poc a poc i al llarg del temps, i a mesura que avançaven els coneixements tècnics i científics, la sensibilitat davant la problemàtica de la contaminació, a les tècniques analítiques i les normatives es van anar afegint altres paràmetres, sobretot  aquells que, per la seva toxicitat, persistència o bioacumulació, es consideraven nocius.

En aquest sentit, va tenir gran rellevància la promulgació de la Directiva 76/464/CEE i derivades, sobre substàncies perilloses abocades al medi aquàtic, en la qual s’establien objectius de qualitat i normes d’emissió d’un conjunt de dissolvents organoclorats, pesticides i metalls pesants que es detallen a continuació.

  • Mercuri

  • Cadmi

  • Aldrín

  • Dieldrín

  • Endrín

  • Isodrín

  • DDT

  • Hexaclorociclohexà

  • Pentaclorofenol

  • Tetraclorur de carboni

  • Hexaclorobenzè

  • Hexaclorobutadiè

  • Cloroform

  • 1,2 dicloroetà

  • Tricloroetilè

  • Percloroetilè

  • Tricoloroetilè

 

Així mateix, s’havia redactat una llista de 132 substàncies, que inclou les anteriors, que convenia regular (Taula 5.5).

També s’esmentaven altres substàncies que s’haurien de limitar en els abocaments i que després es van recollir en els annexos del Reglament del Domini Públic Hidràulic de 1986 i entre les quals, a més de les ja esmentades anteriorment, podríem destacar:

  • Zinc

  • Crom

  • Níquel

  • Plom

  • Cianurs

  • Fluorurs

Finalment, la Decisió núm. 2455/2001/CE del Parlament Europeu i del Consell aprovava una llista de substàncies prioritàries en l’àmbit de la política d’aigües, d’acord amb la Directiva 2000/60/CE (Directiva Marc de l’Aigua), de la qual es parlarà diverses vegades (Taula 5.6). 

5.1.7. Contaminants emergents

En els últims anys diversos treballs i investigacions han alertat de la presència als medis aquàtics de nombroses substàncies relacionades amb productes d’ús freqüent farmacèutic, veterinari, cosmètic, de neteja de la llar o, en tot cas, quotidians en la vida domèstica.

Destaquem els treballs realitzats per l’USGS (Servei Geològic dels Estats Units) i l’EPA (Agència de Protecció de la Contaminació als Estats Units, www.epa.gov/waterscience/criteria/), per l’Institut holandès RIZA i a Catalunya molt especialment per l’equip de l’IIQAB-CSIC, dirigit per el Dr. Barceló.

Entre aquestes substàncies podríem destacar les següents:

·       Antibiòtics d’ús humà i veterinari

Tetraciclines

Fluoroquinolones

Macròlids

Sulforanides

·       Altres medicaments

Amb prescripció:

Metformina

Cinetidina

Ranitidina

Sense prescripció:

Cafeïna

Codeïna

Ibuprofè

· Insecticides domèstics

Diazinon

Cloropirifós

Clordà

Lindà

Metilparatió

Metabòlits de detergents

Nonilfenol

Octilfenol

Retardants de flama

Trifosfats

 

Plastificants

Ftalats

 

Antioxidants

Derivats butílics

 

Hormones sexuals i esteroides

Biogènics:

  • Estradiols
  • Testosterona
  • Progesterona

Anticonceptius:

  • Etinilestradiol
  • Mestranol

Esteroides:

  • Colesterol
 

D’algunes d’aquestes substàncies hi ha constància del seu poder carcinogen, mutagènic o disruptor endocrí, però és evident que encara hi ha molts dubtes sobre els seus efectes reals en el medi aquàtic.

5.1.8. Dels controls manuals i puntuals als continus i en temps real

Al llarg del temps no solament han anat canviant els paràmetres indicadors que s’han d’utilitzar, sinó que també ho ha fet el mateix sistema de control. Així, si en principi els mostreigs es feien manualment, és a dir, es desplaçava una persona i prenia la mostra per analitzar-la tot seguit al laboratori, posteriorment s’han anat introduint modificacions diverses en aquest procés.

Pel que fa al mostreig pròpiament dit, de seguida van començar a sorgir mecanismes que permetien fer-ho de manera automàtica, encara que amb evidents limitacions. Així, ja als anys trenta es disposava a les conques del Llobregat i del Cardener d’unes casetes dotades d’un enginyós sistema que permetia agafar automàticament mostres diàries representatives durant tota una setmana a través d’un temporitzador que actuava sobre el bombament i un sistema de repartiment sobre els dipòsits corresponents a cada dia.

Posteriorment van començar a sorgir sistemes ja més automatitzats, que permetien agafar mostres amb diversos requeriments de freqüència o d’integració, fins a arribar a les actuals i sofisticades estacions de control automatitzat i en continu de la XACQA (Xarxa Automatitzada de Control de Qualitat de les Aigües) o SAICA (Sistema Automatizado de Información de Calidad de las Aguas), que a més permeten ser telecomandades.

Així mateix, s’ha anat produint una gran evolució en els sistemes d’anàlisi posteriors al mostreig, de manera que, si bé al principi es requeria el trasllat al laboratori, de seguida van sortir tècniques que possibilitaven fer determinades determinacions ja in situ, les quals van créixer fins a permetre fer actualment un bon nombre de paràmetres, fins a arribar als sistemes que incorporen les esmentades estacions automatitzades, que permeten el mostreig, l’anàlisi i la visualització del resultat en continu i en temps real.

Figura 5.1. Visualització en pantalla del diagrama de l’organització d’una estació de la XACQA.

Aquestes estacions automatitzades i en continu són molt útils per a la detecció i seguiment d’episodis de contaminació (abocaments urbans o industrials inadequats, sobreeiximents de sistemes de sanejament, trencaments de col·lectors, etc.) o de fenòmens lligats a l’eutrofització i la fotosíntesi, així com en l’estudi dels cicles temporals de l’evolució de la qualitat de les aigües.

5.1.9. L’estat ecològic

En l’actualitat el concepte de qualitat de laigua està experimentant una important revisió, de manera que, sense deixar d’utilitzar els paràmetres fisicoquímics, ara ens hem de centrar en aspectes biològics. Així, el que hem de determinar és l’estat de les masses d’aigua, el qual, d’acord amb la Directiva Marc de l’Aigua 2000/60/CE, és determinat pel pitjor valor del seu estat ecològic i el del seu estat químic. L’estat ecològic, sempre d’acord amb aquesta important directiva, és una expressió de la qualitat de l’estructura i el funcionament dels ecosistemes aquàtics. Així, ja no n’hi ha prou que no hi hagi una presència significativa de contaminants —els quals, d’altra banda, incorporen els recollits en la llista de substàncies prioritàries ja vista anteriorment—, sinó que hi ha d’haver una bona estructura i un bon funcionament dels ecosistemes aquàtics, i això es valora mitjançant indicadors biològics i hidromorfològics.

Així, i per exemple pel que fa als rius (mediambient.gencat.net/aca/ca//planificacio/directiva), que és una de les anomenades categories de les aigües, com també ho són en les epicontinentals els llacs i les masses d’aigua superficial artificials i molt modificades, els indicadors de qualitat per a la classificació de l’estat ecològic, d’acord amb la Directiva esmentada, serien:

  • Indicadors biològics:
  • Composició i abundància de la flora aquàtica.
  • Composició i abundància de la fauna bentònica d’invertebrats.
  • Composició, abundància i estructura d’edats de la fauna ictiològica.
  • Indicadors hidromorfològics que afecten els indicadors biològics:
  • Règim hidrològic.
  • Continuïtat del riu.
  • Condicions morfològiques.
  • Indicadors químics i fisicoquímics que afecten els indicadors biològics:
  • Generals (condicions tèrmiques, d’oxigenació, salinitat, pH, nutrients).
  • Contaminants específics (produïts per l’abocament de substàncies, prioritàries o d’altres, observat en la massa d’aigua concreta).

Així mateix, en les masses d’aigua classificades com a artificials —masses d’aigua superficial creades per l’activitat humana—, l’objectiu és assolir el “bon potencial ecològic”, que implica la mateixa qualitat fisicoquímica i la qualitat biològica tan semblant com sigui possible a la corresponent a masses d’aigua comparables.

D’acord amb la directiva, l’estat ecològic de qualsevol massa d’aigua s’ha classificat en les cinc categories següents:

  • Molt bo
  • Bo
  • Mediocre
  • Deficient
  • Dolent

5.1.10. La massa d’aigua com a nucli dels programes de control

D’acord amb la Directiva Marc de l’Aigua, s’hauran d’establir programes de seguiment i control de l’estat de les aigües en cada demarcació hidrogràfica en què caldrà tenir en compte aquests nous conceptes, que van molt més enllà dels simples paràmetres fisicoquímics, com s’ha vist anteriorment.

El centre d’aquests programes de control, quant a la localització dels mostreigs, han de ser les masses d’aigua que hagin estat definides prèviament dins dels treballs exigits per la Directiva d’anàlisi de les característiques de la demarcació hidrogràfica i de les repercussions de l’activitat humana en l’estat de les aigües. Aquestes masses d’aigua han de ser coherents pel que fa a les seves característiques i a les pressions i impactes de l’activitat humana, de manera que esdevinguin unitats de gestió adients per a l’aplicació dels programes de mesures tendents a assolir el bon estat ecològic, i han d’estar incloses en els diferents tipus i subtipus segons els treballs d’ecoregionalització previs. El nombre de masses d’aigua no ha de ser tan petit perquè aquestes siguin de mida excessiva i dins seu es donin diferències significatives de característiques, pressions o impactes, ni tan gran perquè la seva implantació sigui de viabilitat difícil.

Es posa com a exemple un mapa on es pot observar la delimitació de masses d’aigua fluvials a les conques internes de Catalunya i s’indiquen els criteris aplicats (Fig. 5.2). Cal dir que en aquest cas la longitud mitjana d’una massa d’aigua és d’uns 15 km.

Taula 5.8.  Nombre de masses d’aigua fluvials resultants de l’aplicació dels diferents criteris.

Criteri aplicat

Masses d’aigua generades

Canvi de tipologia fluvial

130

Elements geogràfics i hidromorfològics:

 
  • artificials

  • naturals (tributaris)

22*
23

Àrees protegides

21

Canvis de qualitat

64

Total

260

*13 d’aquestes 22 masses d’aigua corresponen a embassaments

Així doncs, caldrà seleccionar bé els punts de mostreig, de manera que s’intenti que donin informació tan representativa com sigui possible de l’estat de la massa d’aigua en què s’inclou.

Figura 5.2. Delimitació de les masses d’aigua fluvials a les conques internes de Catalunya.

Si bé és evident que continuaran fent-se programes de mostreig amb finalitats de recerca o de detecció d’episodis puntuals de contaminació que es fonamentaran en altres escales de treball, s’insisteix que la massa d’aigua serà la que emmarcarà els programes de control derivats de la Directiva Marc de l’Aigua.

5.2. ÀMBIT I ESCALES DE CONTROL

5.2.1. Àmbit de control

La secció precedent ens ha permès veure l’evolució de la perspectiva cultural envers l’aigua que necessitem: des de considerar-la només com un recurs per al nostre ús on els sistemes aquàtics continentals que la contenen són només receptacles (estanys, llacunes, zones humides, aqüífers) i mitjans de distribució i transport (rius) dels quals extraiem l’aigua que ens cal i on aboquem les aigües brutes residuals que generen les nostres activitats, fins a la perspectiva actual, que pretén conciliar l’ús de l’aigua per a les diferents activitats antròpiques amb la preservació dels ecosistemes aquàtics dels quals l’extraiem i on fem els nostres abocaments, els quals han de tenir suficient qualitat per no degradar els medis receptors i les seves comunitats. Al mateix temps, es vol incorporar el criteri de gestió sostenible de l’aigua, especialment davant el repte de la reducció de recursos com a escenari possible de l’impacte del canvi climàtic global, tal com prediuen els models actuals per a casa nostra (vegeu l’informe Climate change, rivers and rainfall a www.metoffice.gov.uk). Aquesta gestió sostenible implica produir aigües regenerades per ser reutilitzades com una de les alternatives possibles necessàries.

Com que el nucli central d’aquest llibre és la gestió i el tractament d’aigües residuals, l’àmbit de control inclou des de les d’aigües que han de ser tractades i entren als diferents sistemes de tractament i depuració fins a la reutilització de les aigües regenerades, així com el seu impacte en el medi receptor. En aquest capítol parlarem del control associat a la reutilització de les aigües (5.4), del seu ús ambiental i de l’impacte dels abocaments de les EDAR en el medi receptor (5.5).

De fet, el control de les entrades als sistemes de tractament i depuració ja s’ha descrit en el capítol 4 (4.3.1. Manteniment de la xarxa de clavegueram; 4.3.2. Abocaments industrials a la xarxa de clavegueram). Per la seva banda, el control del bon funcionament dels sistemes de tractament s’ha analitzat en profunditat a la secció 4.3.3 (Manteniment i monitoratge de l’EDAR), tant per tractaments durs (4.3.3.4 Manteniment i monitoratge de tractaments intensius) com tous (4.3.3.5. Manteniment i monitoratge de tractaments tous). Tot i així, volem aprofundir en els problemes de la generació de males olors i la proliferació de mosquits associats als diferents sistemes de tractament, en relació amb el seu impacte en la població humana establerta a prop del sistema de tractament de les aigües residuals.

5.2.1.1. Control de males olors i proliferació de mosquits

La formació de males olors és deguda normalment al funcionament incorrecte dels sistemes de tractament o a les arribades d’un afluent de baixa qualitat, que provoca el mal funcionament del sistema de tractament. En general les males olors es produeixen quan s’acumulen materials de tipus orgànic que es podreixen, quan s’acumulen escumes i quan es genera turbulència en els sistemes de tractament, de manera que s’afavoreix l’alliberament d’olors.

Per prevenir i eliminar les males olors s’han d’incloure certs criteris en el disseny dels sistemes de tractament —com ara sistemes de detecció d’afluents tòxics i d’afluents amb sobrecàrrega orgànica, perquè sigui possible evitar que entrin en el sistema de tractament— o bé ha d’existir un sistema d’emmagatzemament dels afluents amb sobrecàrrega que permeti la seva posterior entrada en el sistema de tractament mitjançant la barreja amb altres efluents o amb aigües pluvials quan l’EDAR disposi de basses de retenció d’aigües pluvials. Com que les males olors les detecta i pateix la població propera a les plantes i sistemes de tractament, cal incloure en el seu disseny criteris de distància mínima necessària dels nuclis de població més propers. Cal triar també la situació de la planta tenint en compte les direccions predominants del vent a la zona, per evitar el transport de les males olors. Igualment, convé considerar els plans de desenvolupament municipals, que han de preveure la ubicació dels sistemes i plantes de tractament existents, de manera que no es construeixi prop dels sistemes de depuració. Si finalment les plantes de tractament queden dins de l’entramat urbà, aleshores cal recobrir les fases, especialment d’entrada i tractament primari, o soterrar-les (l’EDAR de la zona del Fòrum de Barcelona pot ser un exemple).

Els principals mètodes recomanats per al tractament de les males olors a les EDAR, segons l’EPA (Metcalf i Eddy, 2003), són:

  • Mètodes físics:
  • Adsorció en carboni activat
  • Adsorció en sorra o llits de compost
  • Dilució amb aire lliure d’olors
  • Aplicació de substàncies que emmascarin les males olors
  • Injecció d’oxigen
  • Torres de neteja
  • Mètodes químics:
  • Oxidació química
  • Precipitació química
  • Agents neutralitzants
  • Neteja amb diferents àlcalis
  • Oxidació tèrmica
  • Mètodes biològics:
  • Tancs d’aeració de fangs activats
  • Biofiltres de flux
  • Filtres de compost
  • Filtres de sorra i sòl
  • Filtres de flux

En relació amb la proliferació de mosquits, volem fer un parell de recomanacions. La primera és evitar l’existència de làmines d’aigua somes i sense corrent durant períodes de temps superiors a set dies, en àrees on estiguin catalogades espècies de mosquits molt molestes o que siguin vectors potencials de malalties que puguin afectar l’home, així com en àrees que puguin ser colonitzades per aquests tipus d’espècie. Pensem en el problema actual del mosquit tigre a la Península Ibèrica, per exemple. El període màxim de set dies d’existència d’aquestes masses el donem com a recomanació tenint en compte que els cicles de vida dels mosquits a l’estiu duren de 10 a 14 dies en funció de les temperatures que s’assoleixin.

La segona recomanació seria l’ús de tractaments tous sense flux superficial, sempre que sigui possible, en aquestes àrees sensibles a la presència d’espècies vectores de malalties humanes.

5.2.2. Escales de control

Són tres els àmbits de control que preveurem finalment en aquest capítol:

  • El punt d’entrega de les aigües depurades, que és el lloc on el titular de l’autorització d’abocament d’aigües residuals entrega les aigües depurades en les condicions de qualitat exigides en l’autorització de l’abocament.
  • El punt d’entrega de les aigües regenerades, que és el lloc on el titular de la concessió o autorització de reutilització d’aigües entrega a un usuari les aigües regenerades, en les condicions de qualitat segons el seu ús previst.  
  • El medi receptor que pot rebre l’abocament de les aigües depurades que no es regenerin, o aigües regenerades per a usos ambientals dins de programes i actuacions de recuperació del medi receptor.

Dos d’aquests llocs són llocs puntuals que requereixen control de la qualitat exigida en cada cas per complir les condicions finals corresponents. La periodicitat de les mesures dels diferents paràmetres establerts com a indicadors de la qualitat de les aigües regenerades depèn de l’ús a què es destinin, així com els paràmetres que cal tenir en compte, de manera que s’inclourà tota la informació amb detall posteriorment (5.3.3 Anàlisi de mostres).

Normalment l’abocament de les aigües depurades té programes de control de la qualitat de l’efluent a la sortida del sistema de tractament, amb periodicitats curtes i diverses mesures diàries, que inclouen: pH, conductivitat, temperatura, sòlids en suspensió, oxigen dissolt, DBO5, DQO, compostos de nitrogen, fosfats. També es mesura el cabal de l’abocament i es fan mesures microbiològiques en certs casos. Bona part dels compostos es detecten mitjançant sensors (annex 5.1 sensors i biosensors); per a altres es fan servir els mateixos mètodes ja descrits a la taula 4.5, dins de la secció 4.3.2.3 Mètodes analítics. El cabal de l’abocament, per la seva banda, es mesura amb alguna de les tècniques d’aforament de cabals descrites a la secció 4.3.2.5.

En canvi, per al medi receptor fins ara només era necessari fer un seguiment aigües avall d’un abocament, en un tram de 100 a 500 metres segons la seva incidència, per comprovar que l’impacte de l’abocament deixava de detectar-se al final d’aquest tram. Es mesuraven per al cas d’una EDAR els mateixos paràmetres que a la sortida de l’abocament; posteriorment es comparaven amb les concentracions enregistrades aigües amunt de l’abocament. La periodicitat del mostreig era com a màxim mensual, sent normal períodes més llargs de temps entre mostreigs. També en molts països s’incloïa l’estimació de la qualitat d’algun dels components de les comunitats pròpies del medi receptor, com els macroinvertebrats als rius o el plàncton als llacs, per exemple. Per a aquests components de la comunitat es fan 1 o 2 mostreigs anuals, segons la variabilitat de les comunitats i del període en què l’impacte pot ser més important.

Actualment, però, cal avaluar l’estat ecològic del medi receptor, que inclou la qualitat fisicoquímica, la qualitat hidromorfològica i la qualitat biològica. Tot i això, a l’hora d’establir els programes de control cal triar l’escala més adient; per exemple, si hem de fer una planificació de gestió de l’aigua d’un riu preveient tots els usos, així com la conservació i la restauració dels ecosistemes fluvials, serà necessari que treballem a nivell de conca o subconca de drenatge, ja que les diferents actuacions i impactes existents o futurs estendran el seu efecte aigües avall de les zones i punts afectats directament. Els punts de control, però, es fixaran a una escala espacial més petita, ja que cal tenir una xarxa que ens permeti esbrinar el possible impacte dels abocaments d’EDAR o de l’ús de l’aigua regenerada amb fins correctors ambientals. Aquesta unitat de control espacial a partir de la qual es fixaran els punts de control i de seguiment de l’estat ecològic és la massa d’aigua, considerada com a unitat de treball per la Directiva Marc de l’Aigua (DMA). A continuació hem inclòs les principals definicions associades que es fan a la DMA:

  • Massa daigua superficial: una part diferenciada i significativa d’aigua superficial, com un llac, un embassament, un corrent, un riu o canal, part d’un corrent, riu o canal, unes aigües de transició o un tram d’aigües costaneres.
  • Massa daigua subterrània: un volum clarament diferenciat d’aigües subterrànies en un aqüífer o aqüífers.
  • Aqüífer: una o més capes subterrànies de roca o d’altres estrats geològics que tenen la suficient porositat i permeabilitat per permetre ja sigui un flux significatiu d’aigües subterrànies, ja sigui l’extracció de quantitats significatives d’aigües subterrànies.
  • Massa daigua artificial: una massa d’aigua superficial creada per l’activitat humana.
  • Massa daigua molt modificada: una massa d’aigua superficial que, com a conseqüència d’alteracions físiques produïdes per l’activitat humana, ha experimentat un canvi substancial en la seva naturalesa, designada com a tal per l’Estat membre segons el que es disposa a l’annex II de la DMA.
  • Aigües de transició: masses d’aigua superficials pròximes a la desembocadura dels rius i que són parcialment salines com a conseqüència de la seva proximitat a les aigües costaneres, però que reben una notable influència de fluxos d’aigua dolça.
  • Aigües costaneres: les aigües superficials situades cap a terra des d’una línia tots els punts de la qual es troben a una distància d’una milla nàutica mar endins des del punt més pròxim de la línia de base que serveix per mesurar l’amplària de les aigües territorials i que s’estenen, si s’escau, fins al límit exterior de les aigües de transició.

Definir un llac o un embassament com una massa d’aigua és fàcil, però per fragmentar els rius cal tenir en compte diferents criteris. Els principals criteris previstos a la guia per a la identificació de les masses d’aigua de la Comissió Europea són:

  • Canvi de tipologia fluvial
  • Elements geogràfics i hidromorfològics:
    • artificials (embassaments)
    • naturals (confluència de tributaris)
  • Àrees protegides:
    • per a abastament
    • per la legislació ambiental europea
    • per a activitats econòmiques i usos recreatius
  • Canvis de qualitat:
    • qualitat biològica i fisicoquímica
    • qualitat hidromorfològica

En relació amb les tipologies de les masses d’aigua, la DMA obliga a definir-ne per a les diferents masses d’aigua previstes segons el tipus d’ecosistema al qual pertanyen. De fet, primer cal definir les regions ecològiques i després els tipus de masses d’aigua associats. Els criteris i la manera com es defineixen les regions ecològiques i els tipus de masses d’aigua, així com la periodicitat recomanada per fer el control de l’estat ecològic, es descriuen acuradament dins dels apartats corresponents als diferents medis receptors (5.4.2. Estat ecològic del medi receptor).

5.3. CONTROL DE LA REUTILITZACIÓ DE L’AIGUA DEPURADA

La situació actual, amb un desenvolupament insostenible, especialment en relació amb l’aigua, té com a símptomes:

  • La manca d’aigua per a usos humans per sobreexplotació de les aigües continentals i subterrànies.
  • La demanda ecològica per millores ambientals i sosteniment dels ecosistemes aquàtics.
  • La necessitat de reemplaçar algunes fonts d’aigua.
  • La necessitat de millorar el desenvolupament econòmic sense augmentar els dèficits.

Si unim aquesta situació al fet que tenim la suficient capacitat tecnològica i econòmica per mantenir i gestionar les eines de regeneració de l’aigua i limitar els perills sanitaris, fins a un cert nivell, i que l’aigua no constitueix un recurs completament renovable, i comptant amb una voluntat política i social adient, aleshores es donen totes les condicions necessàries per afavorir i planificar la reutilització de les aigües depurades mitjançant la seva regeneració.

En la nostra legislació trobem ja una de les mesures per al desenvolupament rural sostenible: l’aprofitament per a reg de les aigües regenerades (Llei 45/2007, de 13 de desembre, per al desenvolupament sostenible del medi rural).

També s’ha desplegat el marc jurídic per a la reutilització d’aigües depurades (RD 1620/2007, de 7 de desembre, pel qual s’estableix el règim jurídic de la reutilització de les aigües depurades), que canvia i completa la part del Reglament del Domini Públic Hidràulic dedicada a la reutilització de les aigües (RD 849/1986, BOE núm. 103, de 30 d’abril). També afecta la Llei d’aigües (RD 1/2001, de 20 de juliol) i desenvolupa la Llei 10/2001, de 5 de juliol, del Pla Hidrològic Nacional.

Aquest marc jurídic ha de respectar o es complementa amb les mesures requerides en les directives i lleis següents:

  • Directiva Marc de l’Aigua (2000/60/CE)
  • Directiva relativa a les aigües de bany (76/160/CEE)
  • Directiva relativa a les aus silvestres (79/409/CEE)
  • Directiva relativa al tractament d’aigües residuals urbanes (91/271/CEE)
  • Reglament dels serveis públics de sanejament (Decret 130/2003, DOGC 3894-29/05/2003)
  • Directiva relativa a les aigües destinades al consum humà (80/778/CEE), RD 140/2003, pel qual s’estableixen els criteris sanitaris de la qualitat de l’aigua de consum humà (BOE 25, de 21 de febrer de 2003)
  • Directiva relativa a la comercialització de productes fitosanitaris (91/414/CEE)
  • Directiva relativa als nitrats (91/676/CEE)
  • Directiva relativa als hàbitats naturals (92/43/CEE)
  • Directiva relativa a la prevenció i al control integrats de la contaminació (96/61/CE)

Convé reflectir aquí algunes de les definicions que inclou el Reial Decret per a la reutilització d’aigües depurades:

  • Reutilització de les aigües: aplicació, abans del seu retorn al domini públic hidràulic i al maritimoterrestre, per a un nou ús privatiu de les aigües que, havent estat utilitzades per qui les va derivar, s’han sotmès al procés o processos de depuració establerts en la corresponent autorització d’abocament i als necessaris per obtenir la qualitat requerida en funció dels usos a què es destinaran.
  • Aigües depurades: aigües residuals que han estat sotmeses a un procés de tractament que permeti adequar la seva qualitat a la normativa d’abocaments aplicable.
  • Aigües regenerades: aigües residuals depurades que si ha calgut han estat sotmeses a un procés de tractament addicional o complementari que permet adequar la seva qualitat a l’ús a què es destinaran.

És a dir: les aigües depurades, per ser aigües regenerades, hauran de ser sotmeses a tractaments posteriors, principalment tractaments terciaris i processos de desinfecció. Els processos de desinfecció que es podran fer servir dependran de l’ús que es doni a les aigües regenerades; per exemple, la cloració no és recomanable per al reg de vegetació, ja siguin jardins privats, zones verdes urbanes o determinats cultius. L’ozonització i la desinfecció amb llum ultraviolada són més cares, però tenen menys contraindicacions. Els processos de desinfecció s’han de tornar a fer per a l’entrega, si les aigües regenerades s’emmagatzemen abans de la seva distribució.

5.3.1 Usos possibles de l’aigua regenerada

L’aigua regenerada es pot utilitzar per a cinc usos principals: urbans, agrícoles, industrials, recreatius i ambientals, amb diferents nivells de qualitat segons l’ús concret dins de cada un dels grups principals (taula 5.9). No obstant això, queden expressament prohibits els usos següents:

  • Per al consum humà, menys situacions de declaració de catàstrofe, en què l’autoritat sanitària especificarà els nivells de qualitat exigits a aquestes aigües.
  • Per als usos propis de la indústria alimentària.
  • Per a ús en instal·lacions hospitalàries i altres usos similars. 
  • Per al cultiu de mol·luscs filtradors en aqüicultura.
  • Per a ús recreatiu com a agües de bany.
  • Per a ús en torres de refrigeració i condensadors evaporatius, excepte allò previst per a ús industrial (Taula 5.9, qualitat 3.2).
  • Per a ús en fonts i làmines ornamentals en espais públics o interiors d’edificis públics.
  • Per a qualsevol altre ús que l’autoritat sanitària o ambiental consideri un risc per a la salut de les persones o un perjudici per al medi ambient, sigui quin sigui el moment en què s’apreciï el risc o perjudici esmentats.

Com podem veure, els usos prohibits són tots aquells que poden implicar la ingesta directa o indirecta de patògens, paràsits o substàncies tòxiques que poden representar un risc per a la nostra salut. La ingesta directa bevent o empassant aigua es podria produir mitjançant l’aigua de consum humà i les aigües de bany; també podem respirar l’aigua vaporitzada de les fonts o de les torres de refrigeració. En altres usos prohibits ingeriríem aliments contaminats que podrien tenir efectes nocius per a la nostra salut.

Taula 5.9. Usos permesos per a l’aigua regenerada segons el RD 1620/2007.

1. ÚS URBÀ

Qualitat 1.1 Residencial

a) Reg de jardins privats.

b) Descàrrega d’aparells sanitaris

Qualitat 1.2. Serveis Urbans

a) Reg de zones verdes urbanes (parcs, camps esportius i similars).

b) Neteja de carrers.

c) Sistemes contra incendis.

d) Rentatge industrial de vehicles.

2. ÚS AGRÍCOLA

Qualitat 2.1.

a) Reg de cultius amb sistema d’aplicació de l’aigua que permet el contacte directe de l’aigua regenerada amb les parts comestibles per a l’alimentació humana en fresc.

Qualitat 2.2.

b) Reg de cultius per a consum humà amb sistema d’aplicació de l’aigua que no impedeix el contacte directe de l’aigua regenerada amb les parts comestibles, però el consum no és en fresc sinó amb un tractament industrial posterior.

c) Reg de pastures per a consum d’animals productors de llet o carn.

d) Aqüicultura.

Qualitat 2.3.

 

a) Reg localitzat de cultius llenyosos que impedeix el contacte de l’aigua regenerada amb els fruits que es consumeixen en l’alimentació humana.

b) Reg de cultius de flors ornamentals, vivers, hivernacles, sense contacte directe de l’aigua regenerada amb les produccions.

c) Reg de cultius industrials, vivers, farratges, ensitjaments, cereals i llavors oleaginoses.

3. ÚS INDUSTRIAL

Qualitat 3.1.

a) Aigües de procés i neteja, excepte en la indústria alimentària.

b) Altres usos industrials.

c) Aigües de procés i neteja per a ús en la indústria alimentària.

Qualitat 3.2.

a) Torres de refrigeració i condensadors evaporatius.

4. ÚS RECREATIU

Qualitat 4.1.

a) Reg de camps de golf.

Qualitat 4.2.

a) Estanys, masses d’aigua i cabals circulants ornamentals, en els quals està impedit l’accés del públic a l’aigua.

5. ÚS AMBIENTAL

Qualitat 5.1.

a) Recàrrega d’aqüífers per percolació localitzada a través del terreny.

Qualitat 5.2.

a) Recàrrega d’aqüífers per injecció directa.

Qualitat 5.3.

a) Reg de boscos, zones verdes i d’altre tipus no accessibles al públic.

b) Silvicultura.

Qualitat 5.4.

a) Altres usos ambientals (manteniment de zones humides, cabals mínims i similars).

   

5.3.2 Criteris de qualitat

Atès que l’aigua regenerada s’obté a partir d’aigua depurada, fonamentalment urbana, és clar que cal exigir un nivell de qualitat necessari per evitar problemes, que es podrien traduir en malalties que afectessin a les nostres poblacions, ja sigui directament per usos que impliquen l’aerosolització de les aigües regenerades, per contaminació dels productes  en els que es facin servir aquestes aigües o per bioacumulació.

Les aigües depurades, en funció del tractament utilitzat i de la seva eficiència, poden contenir paràsits, microorganismes patògens, excés de carrega orgànica particulada o dissolta i altres tipus de contaminants, com són les substàncies perilloses que hagin pogut entrar amb els afluents d’origen industrial urbà que recull el clavegueram i que no hagin estat completament eliminades.

Evidentment, en funció de l’ús final de l’aigua regenerada caldran criteris de qualitat més o menys estrictes amb els possibles contaminants residuals que puguin restar després dels tractaments complementaris a que hagin estat sotmeses les aigües depurades. Amb l’avinentesa que si estan destinades a més d’un ús, aleshores les condicions necessàries que hauran de complir aquestes aigües seran les més estrictes de totes les exigides per als diferents usos.  A continuació, a la Taula 5.10, podem veure els criteris de qualitat proposats pel Reial Decret 1620/2007 (BOE nº 294, 8 de desembre de 2007).

Taula 5.10. Criteris de qualitat per a la reutilització de les aigües en funció dels seus usos, segons el RD 1620/2007. S’indica la qualitat requerida per a cada ús (la descripció detallada dels usos es pot consultar a la taula 5.9)

Ús de l’aigua previst

Valor màxim admissible (VMA)

Nematodes

Intestinals1

Escherichia

 coli

Sòlids en

suspensió

Terbolesa

Altres criteris

1. ÚS URBA

         

Qualitat 1.1:Residencial2

a)3 i b)3

1

ou/10 L

0

(UFC4 /100ml)

10 mg/L

2 UNT5

+Altres contaminants6

+Legionella spp7

100UFC/L

Qualitat 1.2: Serveis urbans.

a)8, b)8, c)8 i d)8

1

ou/10 L

200

UFC/100ml

20 mg/L

10 UNT

2. ÚS AGRICOLA9

Qualitat 2.18

a) Reg de cultius amb sistemes d’aplicació de l’aigua que permeti...

1

 

ou/10 L

200

UFC/100ml

Tenint en compte un pla de mostreig a 3 classes10 amb els valors següents: n=10 m=100UFC /100ml

M=1.000UFC/ 100ml

c=3

20 mg/L

10 UNT

+Altres contaminants6

+Legionella spp.7

100UFC/L

+És obligatori fer la detecció de patògens11 quan es repeteixi habitualment c=3 per M=1.000

Qualitat 2.2

a)Reg de productes per a consum humà...

b) Reg de pastures per a consum d’animals...

c) Aqüicultura

1

ou/10 L

1.000

UFC/100ml

Tenint en compte un pla de mostreig a 3 classes10 amb els valors següents: n=10,

m=1.000UFC /100ml

M=10.000UFC/ 100ml

c=3

35 mg/L

No es fixa límit

+Altres contaminants6

+Taenia saginata i Taenia solium: 1 ou/L (si es reguen pastures per a consum d’animals productors de carn)

+És obligatori fer la detecció de patògens11 quan es repeteixi habitualment c=3 per M=1.000

Qualitat 2.3

a) Reg localitzat de cultius llenyosos....

b) Reg de cultius de flors ornamentals....

c) Reg de cultius industrials.......

1

ou/10 L

10.000

UFC/100ml

35 mg/L

No es fixa límit

+Altres contaminants6

+Legionella spp.7

100UFC/L

3. ÚS INDUSTRIAL

Qualitat 3.18

a) Aigües de procés i neteja....

b) Altres usos industrials

No es fixa límit

10.000

UFC/100ml

35 mg/L

15 UNT

+Altres contaminants6

+Legionella spp.7

100UFC/L

Qualitat 3.1

c) Aigües de procés i neteja per a ús en la industria alimentària

1

ou/10 L

1.000

UFC/100ml

Tenint en compte un pla de mostreig a 3 classes10 amb els valors següents: n=10,

m=1.000UFC/100ml

M=10.000UFC/ 100ml

c=3

35 mg/L

No es fixa límit

+Altres contaminants6

+Legionella spp.7

100UFC/L

+És obligatori fer la detecció de patògens11 quan es repeteixi habitualment c=3 per M=10.000

Qualitat 3.2

a)Torres de refrigeració i condensadors evaporatius

1

ou/10 L

Absència

UFC/100ml

5 mg/L

1 UNT

+Legionella spp.

Absència UFC/L

(veure condicions d’aprovació i ús)12

4. ÚS RECREATIU

Qualitat 4.18

a) Reg camps de golf13

1

 

ou/10 L

200

UFC/100ml

20 mg/L

10 UNT

+Altres contaminants6

+Legionella spp.7

100UFC/L

Qualitat 4.2

a) Estanys, masses d’aigua i cabals circulants ornamentals...

No es fixa límit

10.000

UFC/100ml

35 mg/L

No es fixa límit

+Altres contaminants6

+PT: 2mgP/L (en aigua estancada)

5. ÚS AMBIENTAL

Qualitat 5.1

a) Recarrega aqüífers per percolació...

No es fixa límit

1.000

UFC/100ml

35 mg/L

No es fixa límit

NT14: 10 mg N/L

NO3: 25 mg NO3/L

Art.257 a 259 del RD 849/1986

Qualitat 5.2

a) Recarrega aqüífers per injecció directa

1

ou/10 L

0

UFC/100ml

10 mg/L

2 UNT

Qualitat 5.3

a) Reg de boscos...

b) Silvicultura

No es fixa límit

No es fixa límit

35 mg/L

No es fixa límit

+Altres contaminants6

Qualitat 5.4

a) Altres usos ambientals....

La qualitat mínima requerida s’estudiarà cas per cas

1 Considerar en tots el grups de qualitat al menys els gèneres: Ancylostoma, Trichuris i Ascaris.

2 Han de sotmetre’s a controls que assegurin el correcte manteniment de les instal·lacions.

3 La seva autorització estarà condicionada a l’obligatorietat de la presència de doble circuit senyalitzat en tots els seus trams fins al punt d’ús.

4 Unitats Formadores de Colònies (UFC)

5 Unitats Nefelomètriques de Terbolesa (UNT)

6 Altres contaminants (veure Annex II RD 849/1986) continguts en l’autorització d’abocament d’aigües residuals: s’haurà de limitar l’entrada d’aquests contaminants al medi ambient. En el cas de substàncies perilloses (veure Annex IV RD 907/2007) s’haurà d’assegurar el respecte de les NCAs (Normes de Qualitat Ambiental segons l’article 245.5 del RD 849/1986m, modificat pel RD 606/2003 del 23 de maig).

7 El control de les poblacions de Legionella spp. es farà quan existeixi risc d’aerosolització.

8 Quan existeixi un ús amb possibilitat d’aerosolització de l’aigua, és imprescindible seguir les condicions d’ús que assenyali, per a cada cas, l’autoritat sanitària, sense el compliment de les quals els usos no seran autoritzats.

9 Característiques de l’aigua regenerada que requereixen informació addicional:

  • Conductivitat: 3,0 dS/m

  • Relació d’Adsorció del Sodi (RAS): 6 meq/L

RAS (meq/L) = [Na] / √¯ (([Ca]+[Mg])/2)

  • Bor: 0,5 mg/L

  • Arsènic: 0,1 mg/L

  • Beril·li: 0,1 mg/L 

  • Cadmi: 0,01 mg/L

  • Cobalt: 0,05 mg/L

  • Crom: 0,1 mg/L

  • Coure: 0,2 mg/L

  • Manganès: 0,2 mg/L

  • Molibdè: 0,01 mg/L

  • Níquel: 0,2 mg/L

  • Seleni: 0,02 mg/L

  • Vanadi: 0,1 mg/L

10 On n= nº de unitats de la mostra; m= valor límit admissible pel recompte de bacteris; M=valor màxim permès pel recompte de bacteris; c=número màxim d’unitats de mostra que tenen un nombre de bacteris que es situa entre m i M.

11 És obligatori portar a terme la detecció de patògens Presència/Absència (Salmonel·la, etc.) quan es repeteixi habitualment que c=3 per M=màxim permès.

12 Per a la seva autorització es requerirà:

  • La aprovació, per l’autoritat sanitària, del Programa específic de control de les instal·lacions contemplat en el RD 865/2003, del 4 de juliol, pel qual s’estableixen els criteris higiènic-sanitaris per a la prevenció i control de la legionel·losi.

  • Ús exclusivament industrial i en localitzacions que no estiguin ubicades en zones urbanes ni  prop de llocs amb activitat pública o comercial.

13 Si el reg s’aplica directament a la zona del sòl (degoteig, microaspersió) es fixen com a criteris els criteris del grup de qualitat 2.3.

Com podem veure després d’observar la Taula 5.10 els criteris de qualitat  exigits per a la utilització d’aigües regenerades són nombrosos, contemplant tant la seguretat dels usos en si mateixos com la de les diferents tecnologies d’aplicació possibles. Des del punt de vista de la seguretat es requereix, en molts casos,  que es determini si hi haurà o no accés directe de la població a les instal·lacions on es faran servir les aigües regenerades, la qual cosa implica la necessitat de normes de seguretat veritablement efectives en molts casos.

5.3.3 Anàlisi de mostres: paràmetres i tècniques

Els paràmetres seleccionats per a avaluar la qualitat de les aigües regenerades inclouen tota una sèrie de substàncies perilloses, nutrients, matèria orgànica i indicadors de contaminació microbiològica. Alguns d’ells s’han d’analitzar gairebé sempre, com són els indicadors microbiològics i de carrega de matèria orgànica, d’altres en funció dels contaminants permesos en les autoritzacions originals dels abocaments d’aigües depurades i d’altres només per a usos molt concrets com és el cas dels nutrients.

Dins dels nutrients, s’ha de mesurar la concentració del fòsfor total (PT) en sistemes ornamentals d’aigües calmes (estancades), especialment, amb  l’objectiu d’evitar processos d’eutrofització que poden produir el creixement excessiu de certs grups d’algues i cianobacteris amb la conseqüent generació de males olors entre d’altres problemes. Mentre es mesurin la concentració de nitrogen total (NT= suma de nitrogen inorgànic i orgànic present) i de nitrats (NO3) quan les aigües regenerades es fan servir per recarregar aqüífers, el sistema emprat no és important. Si ens fixem en el valor de nitrats donat com a límit per a permetre el seu ús per a recarregar aqüífers, veiem que és més baix que la concentració màxima autoritzada per les aigües prepotables (50 mg NO3/L), ja que, de fet, en molts casos el que cal no és només recarregar si no també regenerar l’aqüífer diluint la concentració de nitrats presents. Així l’aigua es podrà emprar/extreure posteriorment dels aqüífers per a aigua de boca. Recordem que gran part de l’aigua que bevem s’extreu dels aqüífers, bona part dels quals es troba sobreexplotada i catalogada en risc de contaminació per nitrats, especialment per contaminacions relacionades amb activitats ramaderes de caràcter intensiu (contaminació per purins, per exemple).

Com a indicadors microbiològics s’han triat els helmints i diferents bacteris. Els helmints són paràsits intestinals humans que tenen formes variades i cicles complexes de reproducció. La seva transmissió es produeix mitjançant els ous i les larves que són eliminades amb els excrements de les persones infectades (malaltes). Els ous presenten un embolcall gruixut que els serveix de protecció i els permet sobreviure uns quants mesos, si l’ambient és humit i tenen temperatures mitjanes de 28ºC. Les característiques epidemiològiques que fan dels helmints patògens entèrics causants d’infecció per contacte amb l’aigua que els porta són la seva alta persistència en el medi, la mínima dosis infecciosa necessària, la baixa resposta immune i la capacitat de restar en el sòl per llargs períodes de temps.

Els helmints que amb més freqüència causen malalties en l’home són:

  • Cestodes:
    • Taenia saginata i Taenia solium (Teniasis, cisticercosis)
  • Nematodes:
    • Ascaris lumbricoides (Ascariasis)
    • Ancylostoma duodenale (Anèmia, ancilostomiasis)
    • Trichuris trichura (Diarrea)

D’aquest grup cal controlar sempre els tres nematodes (Taula 5.10) i les tenies en determinats usos agrícoles (Qualitat 2.2. a, b i c).

Dins dels bacteris, hi ha diferents tipus de patògens que colonitzen el tracte intestinal i que s’eliminen amb els excrements. Probablement, els bacteris patògens més importants transmesos per l’aigua són Salmonella typhi, l’agent etiològic de les febres tifoides, i Vibrio cholerae, l’agent etiològic del còlera. Degut a que la seva detecció i recompte a nivell de laboratori són lents i laboriosos, s’ha cercat un grup alternatiu d’indicadors que siguin de més fàcil i ràpida detecció. El grup més emprat com a indicador és el dels bacteris coliforms.

Aquest grup el formen bacteris dels gèneres Escherichia, Citrobacter, Klebsiella i Enterobacter. Aquests bacteris són eliminats en les deposicions humanes en una concentració promig de 107 organismes/g o 109 organismes/dia. Encara que el conjunt de bacteris coliforms sigui emprat com a indicador de contaminació fecal com a coliforms totals, aquests presenten un problema ja que alguns dels bacteris d’aquest grup no són d’origen fecal i es poden trobar de forma natural tant al sòl com a la vegetació; per tal de no sobrevalorar la contaminació fecal amb l’ús dels coliforms totals com a mesura, s’ha pres com a paràmetre indicador de contaminació fecal només  Escherichia coli. Per què E. coli? Entre d’altres raons per ser exclusiva dels excrements d’animals homeoterms, com l’home, per l’existència de tècniques de quantificació i identificació d’aquests bacteris arreu del món, de manera que es disposa avui en dia de mètodes senzills, ràpids (resultats en 7 a 24 hores) i força econòmics. A més E. coli es troba en tots els materials i medis amb contaminació fecal recent (aigües residuals, aigües superficials, aigües subterrànies, aigües tractades ja siguin depurades o regenerades, sòls, fangs, aliments, superfícies en general, etc.). Aquest bacteri és l’únic del grup dels coliforms que satisfà totes les condicions que ha de tenir un indicador de contaminació fecal (Yates, 1992). Presenta com a avantatges addicionals característiques bioquímiques que faciliten la seva identificació. En proves de rutina es diferència E. coli dels altres coliforms per la seva capacitat de produir indol i fermentar la glucosa de manera simultània a 44,5ºC (Ovrusky, 2000).

Cal tenir en compte que, de totes maneres, s’ha de controlar la presència/absència de la resta de bacteris patògens fecals, especialment de Salmonella,  quan s’obtenen els valors màxims permesos en totes les mostres analitzades en un mostreig.

També s’ha inclòs la identificació i quantificació de Legionella spp. quan les aigües regenerades puguin ser aplicades en aerosol o es produeixi  l’aerosolització de les aigües com a conseqüència del sistema emprat en l’aplicació de les aigües regenerades dins d’un ús concret. Aquest bacteri és el causant de la legionel·losi que és una malaltia respiratòria aguda, que por arribar a ser mortal en alguns casos.

Els mètodes analítics de referència pel conjunt de paràmetres considerats com a criteris de qualitat que es recomanen, encara que es puguin emprar d’altres sempre que estiguin validats i donin resultats comparables als obtinguts pels de referència, es poden trobar a la Taula 5.11. Pel cas de l’anàlisi de contaminants s’hauran d’acomplir els valors d’incertitud i límit de quantificació especificats a la Taula 5.12.

Taula 5.11.  Paràmetres microbiològics i mètodes o tècniques de referència recomanats.

PARÀMETRE

MÈTODES O TÈCNIQUES ANALÍTIQUES DE REFERÈNCIA

Nematodes intestinals

Mètode Bailinger modificat per Bouhoum i Schwatzbrod. “Analysis of wastewater for use in agriculture” Ayres i Mara O.M.S. (1996)

Escherichia coli

Recompte de bacteris Escherichia coli β-Glururonidasa positiva

Legionella spp.

Norma ISO 11731 part 1: 1998 Qualitat de l’aigua. Detecció i enumeració de Legionella.

Taenia saginata

-------

Taenia solium

-------

Taula 5.12. Paràmetres i tècniques de referència recomanats per als diferents contaminants considerats,
amb indicació de la incertitud màxima expandida (U) i el límit de quantificació (LC).

PARÀMETRE

TÈCNICA DE REFERÈNCIA

U1

LC2

Sòlids en suspensió

Gravimetria amb filtre de fibra de vidre

30%

5 mg/L

Terbolesa

Nefelometria

30%

0,5 UNT

Nitrats

Espectroscòpia d’absorció molecular

Cromatografia iònica

30%

10 mg NO3/L

Nitrogen Total

Suma de Nitrogen Kjendahl, nitrats i nitrits

30%

3 mg N/L

Fòsfor Total

Espectroscòpia d’absorció molecular

Espectroscòpia de plasma

30%

0,5 mg P/L

Substàncies perilloses

Cromatografia

Espectroscòpia

Metalls: 30%

Orgànics: 50%

30% de NCA3

1 Incertitud màxima expandida amb un factor de cobertura de 2

2 Límit de quantificació, és a dir, concentració mínima d’interès que pot determinar-se amb el nivell de incertitud requerit en la taula.

3 NCA = Norma de Qualitat Ambiental (veure l’article 245.5 del RD 849/1986, de l’11 d’abril, modificat pel RD 606/2003 del 23 de maig.

5.3.4 Freqüència dels mostreigs i avaluació de la qualitat de les aigües regenerades.

La nova legislació per a reutilització d’aigües depurades (RD 1620/2007, del 8 de desembre) estableix un pla amb les freqüències mínimes de mostreig i anàlisi de cada paràmetre proposat (Taula 5.13) a l’hora d’establir els criteris de qualitat que permetin l’ús de les aigües regenerades (veure Taula 5.10). Aquest pla contempla la modificació obligatòria de la freqüència de mostreig en tres supòsits:

  • Després d’1 any de control es podrà presentar una sol·licitud raonada per a deduir la freqüència d’anàlisi fins a un 50% per a aquells paràmetres amb presència probable en les aigües regenerades. .
  • Si el nombre de mostres amb concentració inferior al VMA (Valor Màxim Admissible) de la Taula 5.10, que es correspon amb l’Annex I.A de l’esmentat RD,  és inferior al 90% durant els controls d’un trimestre (o fracció, en el cas de períodes d’explotació inferiors), es duplicarà la freqüència de mostreig pel període següent.
  • Si el resultat d’un control supera en com a mínim un dels paràmetres els rangs de desviació màxima establerts en l’Annex I.C  de l’esmentat RD (veure Taula 5. 14), la freqüència de control del paràmetre que superi els rangs de desviació es duplicarà durant el resta del període en curs i el següent.

Els controls analítics del conjunt de paràmetres obligatoris i recomanats per a comprovar que es compleixen els criteris de qualitat de l’aigua regenerada s’han de realitzar a la sortida de la planta de regeneració i en tots els punts d’entrega a l’usuari.

Taula 5.13. Freqüències mínimes d’anàlisi de les aigües regenerades proposades per a cadascun dels paràmetres considerats en funció dels usos i nivells de qualitat necessaris.

Ús

Qualitat

Nematodes intestinals

Escherichia coli

SS1

Terbolesa

NT i PT

Altres contaminants

Altres Criteris

1.- Ús urbà

1.1 i 1.2

Quinzenal

2 cops setmana

Setmanal

2 cops setmana

----

L’Organisme de conca valorarà la freqüència d’anàlisi sobre la base de l’autorització d’abocament i del tractament de regeneració.

Mensual

2. Ús agrari

2.1

Quinzenal

Setmanal

Setmanal

Setmanal

----

Mensual

2.2

Quinzenal

Setmanal

Setmanal

----

----

Quinzenal

2.3

Quinzenal

Setmanal

Setmanal

----

----

----

3. Ús industrial

3.1

----

Setmanal

Setmanal

Setmanal

----

Mensual

3.2

Setmanal

3 cops setmana

Diària

Diària

----

 

4. Ús recreatiu

4.1

Quinzenal

2 cops setmana

Setmanal

2 cops setmana

----

----

4.2

----

Setmanal

Setmanal

----

Mensual

----

5. Ús ambiental

5.1

----

2 cops setmana

Setmanal

----

Setmanal

----

5.2

Setmanal

3 cops setmana

Diària

Diària

Setmanal

Setmanal

5.3

----

----

Setmanal

 

----

----

5.4

         

Freqüència igual a l’ús més similar

1 SS= sòlids en suspensió

La qualitat de les aigües regenerades es considerarà adequada a les exigències de l’esmentat reial decret si en els controls analítics d’un trimestre, o fracció quan el període d’explotació sigui inferior, s’acompleixi simultàniament:

  • El 90% de les mostres tindran resultats inferiors als VMA en tots els paràmetres especificats en l’Annex I.A. del RD (veure Taula 5.10).
  • Les mostres que superin el VMA de l’Annex I.A nos sobrepassin els límits de desviació màxima establerts a continuació (Taula 5.14).
  • Per les substàncies perilloses s’haurà d’assegurar el respecte de les Normes de Qualitat Ambiental (NCA en castellà) en el punt d’entrega de les aigües regenerades segons la legislació pròpia d’aplicació.

Taula 5.14. Límits de desviació màxima establerts per als paràmetres especificats en la valoració de la qualitat de les aigües regenerades.

PARÀMETRE

LÍMIT DE DESVIACIÓ MÀXIMA*

Nematodes intestinals

100% del VMA

Escherichia coli

1 unitat logarítmica

Legionella spp.

1 unitat logarítmica

Taenia saginata

100% del VMA

Taenia solium

100% del VMA

Sòlids en suspensió

50% del VMA

Terbolesa

100% del VMA

Nitrats

50% del VMA

Nitrogen Total

50% del VMA

Fòsfor Total

50% del VMA

*S’entén per desviació màxima la diferència entre el valor mesurat i elVMA

L’incompliment dels criteris de qualitat establerts per als diferents usos de les aigües regenerades tindrà com a efecte la suspensió del subministrament de l’aigua regenerada en els casos en els que no es compleixin els criteris de conformitat i i iii esmentats en el paràgraf precedent. També es suspendrà el subministrament si en un segon control, fet 24 hores després de detectar-se  en el control  previ que es superaven en un paràmetre els límits de desviació màxima de la taula anterior (Taula 5.14), encara persisteixi la mateixa situació. El subministrament es podrà reiniciar quan s’hagi pres les mesures oportunes en relació al tractament aplicat per què la incidència no es torni a produir, i s’hagi constatat que l’aigua regenerada acompleix els VMA de l’Annex I.A.

5.4. USOS AMBIENTALS DE L’AIGUA REGENERADA I IMPACTE DE L’ABOCAMENT  DE L’EFLUENT DEL SISTEMA DE TRACTAMENT AL MEDI RECEPTOR

En l’apartat precedent ha quedat recollida una part dels possibles usos ambientals de l’aigua regenerada i el seu control, com la recarrega d’aqüífers, el reg de boscos i altres zones, siguin naturals o no, com la silvicultura, per exemple, que en realitat és un ús agrari encara que la legislació el consideri ambiental. El que resta per definir respecte dels usos ambientals de l’aigua regenerada són tots aquells on aquesta serà emprada per a la conservació d’ecosistemes aquàtics naturals, ja sigui per a mantenir el nivell d’inundació en les zones humides o els cabals de manteniment dels rius, per exemple.

D’altra banda, actualment s’aboquen directament a les diferents masses d’aigua superficials els efluents que provenen de diferents plantes i sistemes de tractament d’aigües, sense que es faci amb criteri d’ús ambiental, però aquest s’ha d’incloure sempre que un efluent s’aboqui a un medi aquàtic natural, ja que aquest medi ha de mantenir una qualitat i un estat ecològic d’acord amb la proposta que s’hagi fet per a la implantació de la Directiva Marc de l’Aigua (DMA). Així doncs, caldrà fer, com a mínim, un balanç entre el cabal del riu i de l’efluent i les seves carregues de compostos (orgànics, inorgànics, etc.) per tal que l’abocament de l’efluent no canviï les condicions del medi impedint-ne el manteniment de les comunitats naturals pròpies que hi viurien si l’abocament no s’hagués produït. Això fa que considerem que tots els abocaments que provenen d’una EDAR s’haurien de considerar com a aigües per a ús ambiental i rebre els tractaments necessaris per a complir els requisits de les aigües regenerades destinades específicament a aquest usos.

En tots aquests casos cal que es tingui en consideració la conservació de tot l’ecosistema, pel control del qual s’ha d’emprar indicadors propis dels diferents tipus d’ecosistema. Si tenim en compte què diu la Directiva Marc de l’Aigua (DMA), caldrà cercar el tipus de bioindicador o índex a les comunitats biològiques que els habiten, així com triar les variables del medi que més incideixin en aquestes comunitats (Taula 5.15).

Taula 5.15. Indicadors de qualitat per a la classificació de l’estat ecològic de les aigües superficials.

RIUS

LLACS

AIGÜES DE TRANSICIÓ

AIGÜES COSTANERES

Indicadors biològics

Composició i abundància de la flora aquàtica

Composició, abundància i biomassa del fitoplàncton

Composició, abundància i biomassa del fitoplàncton

Composició, abundància i biomassa del fitoplàncton

Composició i abundància de la fauna bentònica d’invertebrats

Composició i abundància d’altres tipus de flora aquàtica

Composició i abundància d’altres tipus de flora aquàtica

Composició i abundància d’altres tipus de flora aquàtica

Composició, abundància i estructura d’edats de la fauna ictiològica

Composició i abundància de la fauna bentònica d’invertebrats

Composició i abundància de la fauna bentònica d’invertebrats

Composició i abundància de la fauna bentònica d’invertebrats

 

Composició, abundància i estructura d’edats de la fauna ictiològica

Composició i abundància de la fauna ictiològica

 

Indicadors hidromorfològics que afecten als indicadors biològics

Règim hidrològic:

-cabals i hidrodinàmica del flux de les aigües

-connexió amb masses d’aigua subterrània

Règim hidrològic:

-volums i hidrodinàmica del llac

-temps de permanència

-connexió amb aigües subterrànies

Règim de marees:

-flux d’aigua dolça

-exposició a l’onatge

Règim de marees:

-direcció dels corrents dominants

-exposició a l’onatge

Condicions morfològiques

-variació de la profunditat i amplada del riu

-estructura i substrat del llit fluvial

-estructura de la zona riberenca

Condicions morfològiques

-variació de la profunditat del llac

-quantitat, estructura i substrat del llit del llac

-estructura de la zona riberenca

Condicions morfològiques

-variació de la profunditat

-quantitat, estructura i substrat del llit

-estructura de la zona d’oscil·lació de la marea

Condicions morfològiques

-variació de la profunditat

-estructura i substrat del llit costaner

-estructura de la zona riberenca intermareal

Continuïtat del riu

     

Indicadors químics i fisicoquímics que afecten als indicadors biològics

Generals:

-Condicions tèrmiques

-Condicions d’oxigenació

-Salinitat

-Estat d’acidificació

-Condicions relatives als nutrients

Generals:

-Transparència

-Condicions tèrmiques

-Condicions d’oxigenació

-Salinitat

-Estat d’acidificació

-Condicions relatives als nutrients

Generals:

-Transparència

-Condicions tèrmiques

-Condicions d’oxigenació

-Salinitat

-Condicions relatives als nutrients

Generals:

-Transparència

-Condicions tèrmiques

-Condicions d’oxigenació

-Salinitat

-Condicions relatives als nutrients

Contaminants específics:

-Contaminació produïda per totes les substàncies prioritàries de les quals s’hagi observat l’abocament a la massa d’aigua.

-Contaminació produïda per d’altres substàncies de les quals s’hagi observat l’abocament en quantitat significatives a la massa d’aigua

 

En aquesta taula no es troben les masses d’aigua superficial artificials com els embassaments, per exemple, ni les masses d’aigua molt modificades. Per a totes elles, els elements a considerar per a avaluar la seva qualitat seran els mateixos que es recomanen per a la categoria de massa d’aigua superficial natural a la que més s’assemblin en cada cas. En el cas esmentat d’un embassament, farem servir els mateixos indicadors que es fan servir pels llacs, encara que es poden desestimar algun dels indicadors biològics com per exemple els tipus de flora aquàtica tret del fitoplàncton, ja que en la major part dels embassaments el nivell del volum d’aigua oscil·la molt i la flora bentònica no és un indicador massa bo en aquests casos.

5.4.1. Eines de control

Passem ara a veure amb un xic més de profunditat perquè s’ha recomanat determinats bioindicadors i paràmetres del medi pel control de la qualitat i l’estat ecològic de les masses d’aigua continentals. No tractarem les aigües de transició o costaneres, ja que des del punt de vista dels abocaments d’aigües residuals humanes, en el  cas de les aigües costaneres es fa servir emissaris per a allunyar l’abocament de les platges i el control de l’impacte d’aquests emissaris requereix d’un seguiment específic en cada cas. En el cas de les aigües de transició, es fa servir també un emissari marí, normalment, o s’aboca en un sistema continental, ja sigui un riu o una zona humida dins l’àrea mediterrània ibèrica. Volem remarcar també que en aquestes zones de transició continent - mar s’estan emprant aigües regenerades per tal de recarregar els aqüífers amb l’objectiu d’aturar la penetració de la falca salina en els sòls i freàtics continentals.

5.4.1.1 Bioindicadors i índexs biòtics

Els ecosistemes aquàtics continentals d’aigües superficials tenen dos tipus d’organització. Uns tenen una organització fonamentalment vertical, amb temps llargs de residència de l’aigua com són estanys, embassaments i llacunes somes, on els productors primaris (organismes que realitzen la fotosíntesi) són planctònics i bentònics, alhora que la importància relativa d’ambdós grups depèn bàsicament de la fondària i la concentració de nutrients. I els sistemes fluvials, en totes les seves categories (rius, rieres, torrents, etc.), on el component horitzontal del transport associat al flux de l’aigua  condiciona tot l’ecosistema, amb taxes elevades de renovació de l’aigua  i on els productors primaris són bentònics, fonamentalment. En els rius, el plàncton només apareix en els de grans dimensions que tenen fondàries prou importants i un transcórrer prou lent com per a permetre l’existència i permanència del component fitoplanctònic.

En general els bioindicadors recomanats inclouen totes les comunitats dominants, plàncton, bentos i nècton, així com els diferents estrats tròfics del sistema, productors primaris i consumidors secundaris,  ja siguin aquests últims invertebrats o peixos.

5.4.1.1.1 Flora aquàtica

L’aproximació a la flora aquàtica és molt diferent segons es tracti de fitoplàncton o fitobentos. El fitoplàncton s’aborda a nivell de concentració de pigments fotosintètics com la clorofil·la a total, la clorofil·la a de cianobacteris o les específiques d’altres grups del fitoplàncton. Aquestes concentracions es mesuren mitjançant sondes fluorimètriques que permeten d’obtenir fàcilment les dades corresponents a diferents grups de productors primaris planctònics (cianobacteris, cloròfits, diatomees, etc.) i a diferents profunditats, donant informació pel conjunt de la columna d’aigua. La importància dels diferents grups planctònics també s’obté mitjançant l’estima dels seus percentatges, els quals s’obtenen amb recomptes a partir de mostres fresques o fixades amb lugol, ja sigui directament al microscopi, amb tècniques d’anàlisi d’imatge o amb comptadors de partícules.

La flora bentònica es compon de cianobacteris (algues verd-blaves), rodòfits (algues vermelles), xantòfits (algues marrons), cloròfits (algues verdes), diatomees, briòfits (molses), pteridòfits (falgueres) i fanerògames. El fitobentos es considera un indicador extremadament bo de la qualitat ambiental (Whitton et al., 1991; Pan et al., 2000). Les algues, ja sigui en el seu conjunt o algun grup concret com les diatomees, solen ser els grups més freqüentment emprats com a bioindicadors, especialment pel fet de ser grups presents a tots els ecosistemes i a totes les altituds que permeten generar índexs que incloguin totes les tipologies possibles dels diferents ecosistemes aquàtics. A més, la major part són espècies de cicle ràpid (estrategs de la r) que permeten detectar canvis a curt termini de les condicions de qualitat dels ecosistemes aquàtics. Així mateix, tant el creixement com la composició de les comunitats d’algues responen de forma predicible davant dels canvis de pH, conductivitat, enriquiment de nutrients, contaminants orgànics, pesticides i altres contaminants específics (Round 1981; Stevenson et al., 1996; Biggs i Kilroy, 2000). Cal tenir en compte que les algues bentòniques, en viure fitxades al substrat, quan són exposades a una pertorbació han d’adaptar-se o desapareixen. Per això, les comunitats algals bentòniques d’un lloc concret proporcionen una resposta integrada a la qualitat de l’aigua i a la resta de condicions ambientals.

Al contrari, grups com les molses i les fanerògames, amb cicles anuals, o més llargs, poden donar informació de canvis i pertorbacions per períodes més llargs de temps. Emperò, tenen certs límits, com poden ser limitacions altitudinals en llacs o de substrat present a la llera (grans pels briòfits, sorres i graves per a les fanerògames, p.ex.). Aquest grups aïlladament no permeten el seu ús com a bioindicadors en tots els tipus de masses d’aigua continentals, per la qual cosa solen emprar-se conjuntament amb la resta de productors primaris o be en certs ecosistemes concrets (llacunes i estanys).

Normalment per a avaluar la qualitat amb el fitobentos, es fa servir índexs de riquesa (número d’espècies presents), d’abundància/composició (cobertura del llit o la llera), de conservació (numero d’espècies al·lòctones) i de tolerància/nivell d’eutròfia (sistema dels saprobis, veure Kolwitz i Marsson 1909, p.ex.; índex de diatomees IPS- CEMAGREF, 1962) i valor indicador de qualitat (IVAM, Moreno et al., 2005).

Per a poder fer un bon ús de la flora aquàtica com a bioindicador de qualitat i estat ecològic, el que cal primer és tenir un coneixement ampli i profund de les comunitat florístiques que es vulgui emprar, tan en les seves distribucions en les diferents masses d’aigua com de la seva biologia i ecologia (Leira i Sabater, 2005; Tison et al., 2005). De manera que el primer que cal és aprofundir en l’estructura, composició i dinàmica de les comunitats florístiques dels nostres ecosistemes aquàtics, abans de caure en la temptació de transposar qualsevol índex creat per a una àrea geogràfica europea o americana concreta, a una altra àrea/país on no es té la informació de base necessària per a implementar el seu ús i fer una acurada validació de la seva aplicació.

Donat el fet que l’aplicació de les comunitats d’algues bentòniques com a indicadores de la qualitat ecològica és més complexa en els sistemes fluvials, creiem convenient dedicar un apartat a conèixer el seu estat de desenvolupament i el seu ús actual des de la perspectiva de la DMA.

5.4.1.1.1.1 Comunitats d’algues com a indicadors de la qualitat ecològica dels sistemes fluvials.

La quantitat i tipologia dels productes que arriben contínuament a les aigües continentals i que potencialment o real, poden afectar a la salut dels ecosistemes aquàtics, no deixa de créixer. Entre aquests productes s’hi troben nutrients i matèria orgànica, però també tòxics que creixen en nombre i diversitat any rere any, tenint efectes desconeguts sobre la biota. Per altra banda, els sistemes aquàtics naturals poden ser degradats per una multitud de raons físiques (alteració de lleres, variació de la coberta vegetal, variacions sobtades de cabal, etc.). Així doncs, ens trobem amb una gran diversitat de pertorbacions, que causen respostes complexes en els ecosistemes i en els organismes que els habiten.

Més enllà de la necessitat òbvia de caracteritzar la naturalesa i el comportament d’aquests elements pertorbadors dels sistemes naturals, una manera d’aproximar-se a aquesta anàlisi és a partir de l’ús dels organismes com a indicadors biològics. La utilització dels organismes com a indicadors de la qualitat ecològica de les aigües té precedents il·lustres a Catalunya. En efecte, el professor Ramon Margalef va ser l’iniciador dels estudis en què s’utilitzaven els organismes que habiten les aigües dolces i salabroses continentals per a indicar la “salut ecològica” de les masses d’aigua. Dels anys 1950s i 1960s daten nombroses obres de descoberta de les masses d’aigua, petites i grans, de Catalunya i molts altres indrets de l’Estat Espanyol. Entre elles destaca els “Organismos Indicadores en la Limnología”, obra cabdal en l’intent de relacionar organismes i qualitat de l’aigua. Aquest estudi incloïa tant algues com d’altres organismes (ciliats, flagel·lats, rotífers, crustacis…). En la pràctica, però, l’ús que s’ha fet de les algues com a indicadores de l’estat ecològic de les aigües continentals ha estat més erràtic que el d’altres organismes, principalment macroinvertebrats o peixos. Aquest panorama ha estat aclarit per la progressiva implementació de la Directiva Marc de l’Aigua, que reclama l’ús complementari de les algues (fitoplàncton i fitobentos), macròfits, macroinvertebrats i peixos com a indicadors de l’estat ecològic de rius, llacs i embassaments, així com d’estuaris i aigües costaneres. La Directiva reconeix, doncs, la capacitat diferenciada i complementària que tenen cadascun d’aquests grups d’organismes per a assenyalar un o altre tipus de pertorbacions.

Les algues són organismes de petita grandària, elevada taxa de renovació i alta especificitat de resposta davant de canvis en els factors ambientals, sobretot els que tenen caràcter químic. Per tal d’usar adequadament la potencialitat d’aquests organismes, que al capdavall poden ser indicadors de les pertorbacions, autèntic “semàfor” biològic dels efectes transitoris o perdurables sobre la qualitat o l’estat dels ecosistemes, ens cal fer l’adaptació al nivell d’exigència de la situació actual. Això comporta: i) conèixer la seva resposta específica davant la diversitat de pertorbacions que abans esmentàvem,  ii) discernir quines són causes naturals i quines les degudes a pertorbacions antropogèniques. 

Les comunitats d’algues poden aportar a la diagnosi de l’estat ecològic la detecció primerenca de l’efecte de les pertorbacions sobre la salut dels ecosistemes aquàtics. En totes les polítiques ambientals europees el terme “biodiversitat” ha trobat ressonància, sobretot per les circumstàncies que l’envolten negativament. La destrucció d’hàbitats, la sobreexplotació dels sistemes naturals i els impactes contaminants duen a una constant pèrdua de biodiversitat, que ha de ser avaluada molt estretament. La biodiversitat és un element clau de la integritat ecològica d’un sistema. La integritat ecològica es pot mesurar en funció de la composició, estructura i funció de les espècies natives en un ecosistema, comparada amb les condicions que prevaldrien en condicions d’escassa o nul·la influència humana. Cal, doncs, posar atenció en les diferents dimensions ecològiques, considerant no solament les espècies i comunitats naturals, sinó també els processos ecològics que les impliquen, i que constitueixen les respostes a possibles pertorbacions.

+ Principals pertorbacions que afecten als sistemes fluvials i resposta potencial per part de les comunitats d’algues.

Cap consideració assenyada de l’estat ecològic d’un sistema fluvial pot separar-se de la visió integrada que proporciona la conca. Vegetació, pendent, litologia, hidrologia i usos del sòl es manifesten en l’espai físic de la conca, de la qual el riu representa el sistema nefrític, l’expressió en termes de qualitat de l’aigua i qualitat de l’hàbitat. Aquestes característiques són diferents per als trams alts, migs o baixos. Per tant, les pertorbacions que afecten als sistemes fluvials tindran efectes diferenciats segons el tram que estiguem considerant. Aquestes pertorbacions poden separar-se en:

  • Alteracions de l’hàbitat fluvial:
    • alteració de l’estructura i funcionalitat de la vegetació de ribera
    • simplificació del canal fluvial (eliminació de meandres, construcció de defenses)
    • alteració del llit fluvial (retirada de fusta, extracció d’àrids, cimentació del llit)
    • existència d’obstacles (represes, embassaments)
    • retirada d’aigua, afectant la hidrologia i geomorfologia fluvials

  • Alteracions de la qualitat física i química de l’aigua
    • variacions de la temperatura, associades generalment a l’alteració de la vegetació de ribera o a efluents de major temperatura
    • oscil·lacions marcades d’oxigen dissolt, ja sigui associades a l’alteració de la vegetació de ribera, ja a l’entrada de matèria orgànica
    • abocaments locals de nutrients i matèria orgànica (ja sigui per entrada de xarxes de clavegueram o per causa de depuració incompleta de les aigües)
    • aportacions difoses de nutrients i matèria orgànica, per activitats agrícoles o ramaderes.
    • entrada de tòxics, per causa d’activitats agrícoles, urbanes i industrials.

Aquestes alteracions poden causar un/s efecte/s determinats en les comunitats d’algues del sistema fluvial, que poden detectar (i permeten advertir) l’efecte sobre el sistema (Taula 5.16).

Taula 5.16. Principals variables (naturals o amb origen en l’activitat de l’home) que poden afectar a les comunitats algals en els ecosistemes fluvials i resposta esperada per a cada cas.

VARIABLES

CONDICIÓ

RESPOSTA DE LA COMUNITAT D’ALGUES

HIDROLÒGIQUES

Arrossegament  per l’aigua i/o abrasió per sediments

Dessecació (rius mediterranis)

Poca biomassa. Selecció d’espècies resistents a l’arrossegament

Adaptacions morfològiques

Adaptacions a la dessecació

SUBSTRAT

Substrat mòbil (sorres o llims) dominant

Acumulació de sediments

Selecció d’espècies adaptades

Limitació en la biomassa. Selecció d’espècies adaptades

LLUM

Condicions d’alta o baixa lluminositat

Terbolesa de l’aigua elevada

Selecció d’espècies adaptades a les condicions lumíniques de molta llum o poca llum

Limitacions a la biomassa algal

QUÍMICA DE L’AIGUA

Condicions de continguts baixos de nutrients

Condicions de continguts alts de nutrients

Aigües àcides- bàsiques

Presència de tòxics

Espècies adaptades a l’oligotròfia, alta diversitat

Espècies tolerants a l’eutròfia, baixa diversitat

Selecció d’espècies tolerants & Adaptacions fisiològiques

Selecció d’espècies & Adaptacions fisiològiques específiques

TEMPERATURA

Variacions diàries

Variacions estacionals

Variacions a llarg termini (canvi climàtic)

Sense resposta

Canvis estacionals en la composició d’espècies

Canvi en la composició i estructura de les comunitats

VARIACIONS DE SALINITAT

Gradient de salinitat

Variacions estacionals de la salinitat

Selecció d’espècies  adaptades

Selecció d’espècies & Adaptacions fisiològiques

EFECTES BIOLÒGICS

Ingestió per herbívors (invertebrats, peixos)

Infeccions (bacteris, fongs, virus)

Disminució de la biomassa

Selecció d’espècies de mida petita  i/o fortament enganxades

Espècies resistents a la infecció;

Canvis en l’abundància i en la composició

- Ús de les algues com a indicadores: sensibilitat i potencial.

 Les algues són organismes microscòpics que estan presents en els diferents compartiments fluvials, i els principals productors primaris que es troben en aquests sistemes. El seu creixement està associat a la disponibilitat de llum i de nutrients. Taxonòmicament, la comunitat de les algues està constituïda per diferents grups, cadascun amb adaptacions específiques. De tots ells, les diatomees representen el 80% de les espècies presents (Fig. 5.4).

Figura 5.4. Diatomees: a) aspecte general de la comunitat d’algues bentòniques al riu La Muga,
les masses marrons són diatomees i les verdes cloròfits; b) detall al MES d’un biofilm dominat per diatomees.

Les diatomees tenen un exosquelet silícic característic, que proporciona una informació fiable de la seva caracterització taxonòmica. A diferència d’altres grups d’organismes, (com el dels macroinvertebrats, en el que la identificació a nivell de família o gènere permet una diagnosi ambiental correcta), per a les diatomees cal arribar a la determinació a nivell d’espècie per a fer-ne un ús complet i correcte en la diagnosi de l’estat ecològic. Per contra, aquests organismes permeten discernir amb finor les possibles variacions en les característiques físiques i químiques del riu.

La resposta de les espècies de diatomees s’expressa en l’afinitat pels nutrients, o en la tolerància a condicions de diferent lluminositat, velocitat del corrent, o presència d’un tòxic, per citar alguns dels factors que poden afectar la seva presència i abundància. Així, algunes espècies de la comunitat es mostraran tolerants, mentre que d’altres no podran sobreviure a aquestes condicions  i deixaran pas lliure a les més tolerants. Aquest desenvolupament segueix les regles de la competència interespecífica (Tilman and Kilham, 1976). Per tant, obtenim una expressió a nivell de comunitat, composició d’espècies i abundància relativa de cadascuna.

També l’abundància total de la comunitat d’algues (mesurada sovint com a concentració de clorofil·la) és un indicador rellevant de l’estat ecològic del sistema, i sobretot del seu nivell tròfic. Valors més enllà de 100 mg m-2 de clorofil·la (en condicions de plena il·luminació) són considerats problemàtics per als sistemes (Biggs 2000).

+ Tractament i interpretació de les dades per tal d’emetre una diagnosi de l’estat ecològic de la massa d’aigua estudiada.

L’ús dels índexs és una de les pràctiques més freqüents per a resumir el valor indicador de les comunitats d’algues. L’ús dels índexs de diatomees és ara molt estès i quasi una qüestió rutinària. En el context internacional i més concretament en l’europeu existeixen actualment més de vint mètodes diferents que avaluen la qualitat de l’aigua dels rius a partir de les diatomees bentòniques. Aquests mètodes es diferencien segons l’objectiu que es persegueix (avaluació de la qualitat general de l’aigua, del nivell tròfic o de l’efecte de  la concentració de fòsfor) i la metodologia emprada per a expressar els resultats obtinguts. Això no obstant, no hi ha actualment un únic mètode estandarditzat i que funcioni per a tots els rius d’Europa i cal que els diferents països adeqüin els índexs existents a les característiques ecològiques dels seus rius.

La major part dels índexs de diatomees estan inspirats en el sistema dels saprobis de Kolkwitz and Marsson (1909). Tanmateix, els índexs de diatomees prenen en consideració l’estructura de la comunitat, és a dir no sols la composició sinó també l’abundància de cadascun dels tàxons. La major part dels índexs estan calculats segons la mètrica desenvolupada per Zelinka & Marvan (1961): Aquesta formula considera la suma de l’abundància de les diferents espècies, influïda per la seva sensibilitat davant la pertorbació, i pel seu valor indicador (i que ve a reflectir el contrari de l’inespecificitat a la situació problema).

essent

a: abundància relativa

s: valor de sensibilitat d’una espècie en front del grau de pertorbació (1 a 4).

v: valor indicador (bon indicador/mal indicador de 1 a 5).

n: nombre d’espècies

Precisament aquests valors de sensibilitat i valor indicador són els que poden variar segons les característiques autoecològiques locals, i així és possible que el seu ús estigui subjecte a lleugeres variacions regionals, cosa que cal tenir en compte en utilitzar-los en sistemes que divergeixin respecte de les condicions en les que han estat descrits.

La major part dels índexs de diatomees són, doncs, variacions respecte de la proposta de Zelinka & Marvan. L’índex de Descy va partir d’una anàlisi multivariant de correspondències, que li va permetre associar les comunitats de diatomees amb les característiques ambientals dels espais on vivien en l’àmbit dels rius atlàntics del centre-nord europeu. Un altre índex usat abastament, “l’Indice de Polluosensibilité” (IPS), ha estat implementat a les Agències de l’Aigua franceses (Cemagref 1982) i és un dels més emprats fins al present. L’IBD (“Indice Biologique des Diatomées”) és un índex simplificat que prové de l’anterior. Descy i Coste van provar de fer un índex d’ampla difusió com a estàndard que funcionés en la major part del continent europeu (Descy & Coste, 1991), i així el van nomenar “índex CEE”. L’índex era un intent de “manualitzar” l’obtenció dels números mitjançant una graella, però l’aplicació de l’índex no ha estat tan generalitzada com hom esperava.

Finalment, hi ha d’altres índexs dissenyats per a expressar l’impacte d’un factor sobre la comunitat biològica, tal com les variacions del pH o dels fosfats. Entre els primers, hi ha l’índex de Van Dam (1995), formulat a partir de problemes d’acidificació de les aigües d’Holanda. Entre els segons, es pot destacar l’índex de Kelly & Whitton (1995), que ha estat desenvolupat per encàrrec de la National River Authority anglesa, i que s’usa en aquell país per tal de detectar l’efecte de les contaminacions causades pels fosfats (eutrofització). L’aparició del paquet d’índexs OMNIDIA (http://www.club-internet.fr/perso/clci) ha facilitat el càlcul dels diferents índexs comentats fins aquí.

+ Potencialitats i limitacions en l’aplicació dels índexs.

Tot i la diversitat dels índexs desenvolupats fins al moment, les possibles complicacions en el seu ús poden aparèixer quan les concentracions de nutrients o de matèria orgànica no són els protagonistes del gradient ambiental. Aquest és un fet freqüent en indrets poc pertorbats, però no tant en sistemes sotmesos a l’acció humana. També s’ha trobat imprecisions quan les influències són degudes a causes molt diverses; aquest és el cas, no gens estrany, de la possible aparició d’alteracions degudes a l’abundància de nutrients, l’alteració de l’hàbitat i l’entrada de tòxics (Sabater, 2000). El valor predictiu dels índexs també pot ser afectat per factors biogeogràfics o biogeoquímics (Potapova and Charles, 2002). Una correcta diagnosi ha de considerar, doncs, quina és la part d’informació subministrada per l’índex que és deguda a la influència de la pertorbació i quina altra és relacionada amb característiques ecorregionals (Douglas and Smol, 1995). En aquest sentit, les tècniques multivariants (ter Braak and Verdonschot, 1995) constitueixen un excel·lent contrapunt a l’ús dels índexs, ja que fan possible una avaluació independent de l’ordenació de les comunitats en relació amb els factors ecològics responsables d’aquesta distribució. La metodologia dels anàlisis multivariants s’ha aplicat arreu i s’ha demostrat útil per a avaluar les causes que afecten les comunitats de diatomees, sobretot quan existeix un gradient de condicions prou ampli (Martínez de Fabricius et al., 2003; Leland & Porter, 2000). En particular, la tècnica de la partició de la variància (Borcard et al., 1992) associada als anàlisi d’ordenació pot fer possible separar els factors regionals dels específics que poden afectar la distribució de les comunitats de diatomees. A tall d’exemple, Leira & Sabater (2005) van determinar que el gradient que definia l’ordenació de les comunitats de diatomees en rius catalans era una barreja de factors fisiogràfics, físics i antropogènics (essent aquests la contaminació orgànica o l’excés de nutrients). Moltes espècies tenien una fracció significativa de la seva variància explicada per factors fisiogràfics.

- Reptes en l’aplicació de les algues com a indicadores de la qualitat ecològica en els sistemes aquàtics.

Amb el benentès que les Administracions faran una implementació progressiva de les directrius de la Directiva Marc de l’Aigua, amb un horitzó final el 2015, el que cal des de les Universitats i centres de recerca és anar polint les eines necessàries per tal de fer realitat aquest objectiu. Els principals reptes a cobrir per a aconseguir l’ús estès i fiable de les algues com a indicadores, passen per ampliar el nostre coneixement en diferents aspectes, que ara passo a detallar.

1. Aprofundir en el coneixement de les espècies.

Es necessari definir correctament l’adscripció taxonòmica de les espècies. Per bé que no tenim dubtes en moltes espècies, que són ben consistents en la seva morfologia, altres  tàxons de diatomees (i altres algues) es caracteritzen per una gran variabilitat morfològica, que comporta dubtes sobre la seva identitat. Això ha portat a una certa subjectivitat en l’assignació de les denominacions, i el que és pitjor a una incertesa en la definició de l’espècie, la qual cosa té com a conseqüència una certa confusió taxonòmica. Per a l’ecòleg, i també per al gestor, aquesta confusió comporta una gran complicació a l’hora d’assignar les característiques autoecològiques de les espècies que formen la comunitat, i  per tant en el seu ús com a bioindicadores. 

 

Cal, doncs, fer un esforç en el progressiu coneixement de les espècies indicadores en els sistemes continentals del nostre país pel rang de condicions ambientals que s’hi donen, principalment el d’aquelles que són clau per a la diagnosi ambiental, i la imprecisió en la determinació de les quals pot fer errar en la diagnosi. És probable que calgui estudiar en detall les variacions que algunes espècies experimenten al llarg dels gradients ambientals. Alguns experiments en cultius han demostrat que hi ha dubtes que es poden resoldre amb aquesta metodologia, però queda molt camí per recórrer. També és probable que ens puguem beneficiar de l’avenç en les eines genètiques, que poden clarificar les relacions entre els tàxons.

2. Relacionar les característiques de les espècies i de les comunitats de diatomees i altres algues amb les dades ecològiques dels sistemes en què es troben.

En efecte, és essencial poder efectuar l’adequada connexió entre la correcta taxonomia de les espècies amb els caràcters geomorfològics, físics i químics que caracteritzen els ambients en els quals es troben. Ens cal determinar amb certesa els òptims de distribució de les espècies, així com les seves respostes davant de les variacions ambientals. Ara per ara, el coneixement ecològic dels nostres sistemes és incomplet, tant pel que fa a les condicions de referència (sistemes no pertorbats), com quan es donen alteracions per causes humanes.

 

En un moment de gran complexitat ambiental, que comporta l’arribada de substàncies sintètiques noves,  junt amb l’efecte de nutrients i matèria orgànica, i fins i tot amb la perspectiva d’un clima canviant, cal dur aquesta tasca de diagnosi amb gran meticulositat, per tal de poder confeccionar eines amb poder predictiu. El poder predictiu de les comunitats d’indicadors és possible, sobretot a escala ecorregional. Per tant, és desitjable que hom avanci en aquest sentit.

3. Aproximació multidisciplinària.

Fins ara, els estudis que s’han anat fent sobre els organismes indicadors han estat excessivament compartimentats en àrees diferents. Els reptes que van sorgint, així com l’evidència de les possibilitats que té l’ús dels organismes com a indicadors, ens demanen d’una interacció multidisciplinària, que inclogui taxònoms, químics, hidròlegs, ecotoxicòlegs, i ecòlegs. La base sòlida en el coneixement i  en la predicció de les espècies i dels sistemes fluvials no és possible sols des d’un treball aïllat. Les velles fronteres entre uns i altres s’han d’anar trencant i s’hauria d’obrir pas una nova mentalitat de comprensió i col·laboració.

5.4.1.1.2 Invertebrats bentònics

Els invertebrats del bentos constitueixen el principal grup d’organismes consumidors a bona part dels ecosistemes aquàtics, ja sigui consumidors primaris (fitòfags, detritívors, trituradors de matèria autòctona o al·lòctona) o secundaris (omnívors,  predadors estrictes i necròfags). Aquest grup engloba grups aquàtics d’insectes, crustacis, hidràcars, esponges, cnidaris, planàries, oligoquets, sangoneres i mol·luscs gasteròpodes i bivalves (Fig. 5.5).

Figura 5.5. Principals grups d’invertebrats bentònics: a. Efímera; b. Perla; c. Tricòpter; d. Dípter; e. Crustaci;  f. Oligoquet; g. Sangonera; h. Planària; i. Mol·luscs.

L’existència d’una profunda relació entre les propietats del medi i els organismes que hi viuen és quelcom acceptat arreu. Aquesta relació permet d’emprar aquests organismes com a indicadors de les propietats del seu medi, així com fer extrapolacions en relació amb el grau en què les propietats del medi poden ser favorables o adverses a la vida d’altres éssers o al seu ús per l’home (Margalef, 1955). La generalització de l’ús dels macroinvertebrats com a indicadors de les condicions de qualitat  i/o de la pol·lució dels ecosistemes en què viuen  queda clara si es revisa la bibliografia i els manuals existents, com són els treballs de Hart i Fuller (1974), Herricks i Cairns (1982), Hellawell (1986), Williams i Feltmate (1992), Norris i Georges (1986), Norris et al. (1995),  Resh et al. (1996), Barbour (1999), Brizga i Finlayson (1999), Wright et al. (2000), Collier i Winterbourn (2000), Prat i Bonada (2002) i Simon (2002). Tots aquests treballs, i molts d’altres, permeten de sintetitzar els avantatges i els problemes que pot tenir l’ús dels invertebrats bentònics en estudis i programes de seguiment (Taula 5.17).

Taula 5.17.- Principals avantatges i problemes associats a l’ús dels macroinvertebrats bentònics en el seguiment mediambiental (extrets i modificats a partir dels
treballs de Margalef 1955, Rosenberg i Resh 1993, Wright et al. 1995, Boothroyd i Stark 2000).

Avantatges

Problemes

  • Es troben en tot tipus de masses d’aigua.

  • La seva distribució i abundància pot dependre de condicions regionals.

  • La seva gran diversitat ofereix un ampli espectre de respostes enfront de diferents tipus de pertorbacions.

  • No està clarament definit el nivell de resolució taxonòmica necessari per a l’estudi de les diferents pertorbacions possibles.

  • Mostren diferents nivells de tolerància enfront dels canvis de les condicions del medi.

  • No són sensibles a totes les pertorbacions i tipus de pol·lució que ens afecten (p.ex. patògens humans).

  • La seva mobilitat limitada i el seu sedentarisme els permeten de ser indicadors de les condicions locals del ecosistema.

  • Cal tenir en compte els períodes de deriva d’alguns tàxons en estudis a escala de tram.

  • La llarga durada dels seus cicles de vida els converteix en bons integradors de les condicions ambientals d’un llarg període de temps.

  • La variabilitat temporal associada als cicles de vida pot complicar la interpretació i comparació de les dades.

  • Facilitat de mostreig.

  • La gran heterogeneïtat espacial de la seva distribució a petita escala implica la necessitat d’obtenir un nombre elevat de rèpliques o de superfície mostrejada per a  obtenir dades quantitatives i semiquantitatives.  

  • Facilitat d’identificació a nivell de famílies.

  • Dificultat d’identificació a nivells més fins (gèneres i espècies).

  • Existeix una metodologia prou desenvolupada per a  l’anàlisi de dades.

  • Els mètodes existents són molt nombrosos, fet que pot indicar que cap és completament satisfactori o que no es vol reconèixer que alguns són millors que d’altres.

   

Un dels avantatges dels invertebrats resideix en què el seu cicle de vida pot ser llarg, fins a més de dos anys en aigües molt fredes, però la durada del cicle es redueix segons augmenta la temperatura del medi on viuen, de manera que en zones amb aigües càlides tot l’any aquests cicles poden estendre’s des de 15 dies per alguns dípters fins a més d’un any per alguns crustacis. Globalment, els invertebrats ens donaran informació de les pertorbacions i canvis que ha sofert l’ecosistema on viuen des de fa algunes setmanes fins a uns quant mesos, o més d’un any o dos, segons el regim tèrmic de l’esmentat ecosistema.

Volem matisar el fet que la seva mobilitat sigui limitada; encara que això és així en la majoria dels casos i ecosistemes, ens trobem que en masses d’aigua que tenen com a substrats dominants graves i sorres i que es troben connectades amb zones hiporrèiques de potencies importants, hi poden habitar grups d’invertebrats que passen part del seu cicle vital ensorrats a diferents fondàries; alguns mol·luscs bivalves viuen a més de 50 cm i alguns plecòpters des de 30 cm fins a 14m dins del medi hiporrèic, per exemple. En algunes masses d’aigua de muntanya, especialment estanys, aquest hàbit implica que bona part de la comunitat d’invertebrats no es pot capturar en qualsevol moment, sinó que cal conèixer els cicles de vida per a decidir el període del mostreig.

És un fet abastament conegut que els invertebrats són sensibles a la temperatura, la temporalitat, la disponibilitat d’hàbitat, les condicions hidrològiques, l’oxigenació de les aigües, la composició del substrat, el pH, l’amoni dissolt i a d’altres paràmetres (Wright et al., 1988; Benito i Puig, 1999; Barbour et al., 1999; Goethals et al., 2004). Podem veure la resposta de la comunitat en la Taula 5.18).

Taula 5.18. Principals paràmetres naturals o canvis associats a pertorbacions antròpiques que afecten a les comunitats d’invertebrats, amb indicació de la resposta esperada.

PARÀMETRES

CONDICIÓ

RESPOSTA DELS INVERTEBRATS

Hidrològics

 

 

Arrossegament per l’aigua i/o abrasió per sediments associats a riuades

Reducció de les densitats i les biomasses. Selecció d’espècies adaptades.

Dessecació (sistemes temporals)

Adaptacions morfològiques

Adaptació del cicle de vida

Adaptacions fisiològiques (sistemes de resistència)

Variació del volum i la profunditat en llacs, llacunes i embassaments

Pèrdua d’espècies litorals

Morfològics

 

 

Reducció de l’hàbitat

Pèrdua d’espècies

Desorganització de les comunitats

Augment dels predadors

Substrats petits dominants (graves i sorres)

Selecció d’espècies adaptades

Acumulació de sediments inorgànics (rebliment de la llera)

Reducció d’espècies i biomasses.

Temperatura

 

 

 

Variacions estacionals

Canvis estacionals en la composició d’espècies

Augment temperatura mínima

Canvis en la composició d’espècies

Augment temperatura màxima

Reducció d’espècies

Variacions a llarg termini (canvi climàtic)

Canvi en la composició i estructura de les comunitats

Conductivitat

Gradient de  conductivitat

Canvi en la composició i estructura de les comunitats

Salinitat

 

Gradient de salinitat

Selecció d’espècies adaptades

Variacions estacionals de salinitat

Selecció d’espècies i adaptacions fisiològiques

pH

Augment de l’acidificació

Selecció d’espècies adaptades

Reducció de les biomasses

Oxigen dissolt

 

Variacions estacionals de la concentració

Canvi en la composició i estructura de les comunitats

Reducció de les concentracions mínimes

Pèrdua d’espècies

Selecció d’espècies adaptades

Amoni dissolt

Augment de la concentració

Pèrdua d’espècies i desorganització de les comunitats

Altres nutrients

Gradient de concentracions

Canvi en la composició i estructura de les comunitats

Recobriment per flora submergida del substrat

 

Abundància d’algues

Augment de la biomassa

Abundància de macròfits

Selecció d’espècies adaptades a fer servir els macròfits com a substrat i/o refugi

Espècies tòxiques

Dominància de cianobacteris i altres grups productors de toxines

Pèrdua d’espècies i reducció de biomasses

Canvi en la composició i estructura de les comunitats

Matèria orgànica particulada

Sedimentació de matèria orgànica

Reducció de espècies, augment de biomasses

Efectes biològics

 

Augment de la predació (invertebrats, peixos)

Disminució de les biomasses

Pèrdua d’espècies (preses preferents), amb reducció de la mida

Infeccions (bacteris, fongs, virus, paràsits)

Selecció d’espècies resistents

Canvi en la composició i estructura de les comunitats

Substàncies prioritàries emergents

Concentracions letals i subletals

Pèrdua d’espècies i reducció de biomasses

Desorganització de les comunitats

     
 

Hi ha una gran varietat d’índexs biològics generats per a permetre l’ús dels invertebrats com a indicadors de pertorbacions i per, a vegades, a simplificar la seva interpretació. Alguns d’ells no es van definir pensant en la gestió mediambiental, sinó només per a estudiar els canvis en l’estructura, dinàmica, complexitat i/o funcionament de les comunitats d’invertebrats. Malgrat això,  alguns, sols o en conjunt com a aproximació multimètrica, es fan servir actualment en la gestió dels ecosistemes aquàtics.

El primer índex definit per al seu ús en la gestió mediambiental va ser el sistema dels saprobis.  Aquesta és la metodologia més antiga, es pot trobar ja la seva descripció a principis del segle XX (Kolkwitz i Marson, 1902, 1908, 1909). És un mètode desenvolupat a partir del canvis de les condicions del medi i de les comunitats, observats quan es produeix una contaminació de tipus orgànic. Normalment, les pol·lucions d’aquests tipus tenen com a primera resposta, o com  a efecte més evident, la disminució de la concentració d’oxigen dissolt en les aigües del riu. Tenint en compte el procés natural d’autodepuració del ecosistema fins a arribar a recuperar les condicions de qualitat enregistrades abans de l’entrada del vessament, els autors van distingir tres zones de qualitat que, de manera seqüencial en relació amb l’entrada de l’efluent orgànic, serien:

  • zona dels polisaprobis, és la inicial desprès de rebre el vessament i la més contaminada;
  • zona dels mesosaprobis, dividida en dos subzones, la dels α-mesosaprobis i la dels β-mesosaprobis, que aniria de moderadament contaminada a lleugerament contaminada;
  • zona dels oligosaprobis, que correspondria a la recuperació de les condicions inicials, o sia, sense efectes evidents del vessament orgànic contaminant.

Aquest sistema segueix les etapes de la successió de les comunitats a partir d’un estat inicial que cal recuperar; el problema principal rau en que l’estat inicial no té per què ser l’equivalent a condicions prístines, d’aigües netes (Margalef, 1955). Aquest fet va originar la definició de la zona dels organismes xenosaprobis. Podem definir els diferents tipus d’organismes, d’acord amb els grups establerts per aquest mètode, segons el seu grau de tolerància (Tachet, 2000); així tindríem:

  •  Xenosaprobis: tàxons intolerants a la contaminació orgànica
  •  Oligosaprobis: tàxons lleugerament tolerants
  •  α-mesosaprobis: tàxons moderadament tolerants
  •  β-mesosaprobis:  tàxons tolerants
  •  Polisaprobis: tàxons molt tolerants

Després de definir les zones, quan es comprova la distribució dels diferents tàxons, es veu que molts d’ells no són exclusius d’una zona concreta, per la qual cosa Zelinka i Marvan (1961) van proposar l’estima de la valència sapròbica, o valor de tolerància segons d’altres autors (Hellawell, 1986; Barbour et al., 1999), que s’estima per a cada tàxon i permet generar un valor de valència pel conjunt de la comunitat i un índex sapròbic. La critica més important que s’ha fet al mètode dels saprobis resideix en el fet que considera la contaminació de tipus orgànic com a un factor aïllable, definible i quantificable (Margalef, 1983). A més, la variabilitat geogràfica de la distribució dels tàxons pot emmascarar l’estima de la seva valència sapròbica (Margalef, 1983). Aquest fet implica que cal estimar de nou les puntuacions dels diferents tàxons quan s’apliquen a noves àrees geogràfiques (Hellawell, 1986; Barbour et al., 1999; Tachet, 2000). Tot resumint, podem dir que aquest mètode ha estat modificat àmpliament per a permetre la seva adaptació  a les característiques pròpies de cada àrea o país, així com a l’aplicació de la DMA (Rolauffs et al., 2004). El sistema dels saprobis inclou totes les comunitats d’un ecosistema, no només els invertebrats bentònics.

Darrerament s’han desenvolupat diferents aproximacions pel control i gestió de les comunitats d’invertebrats com són:

  • Estimes de fluctuacions asimètriques, basada en que la resposta dels invertebrats no es correspon perfectament amb les corbes que s’han predit teòricament per a una pertorbació antròpica.
  • Aproximacions multimètriques, inclouen la major part dels índexs i sistemes actuals (característiques biològiques dels organismes que constitueixen les comunitats, estimes dels grups tròfics funcionals, etc), al menys en la seva fase d’estima de la qualitat d’una massa d’aigua concreta, com són els índexs del sistema BMWP (Biological Monitoring Working Party) en rius travessables (nº de tàxons, la puntuació del BMWP i la puntuació mitjana per tàxon o ASPT en sigles angleses) (UK Department of Environment, 1978  Furse et al., 1981; Armitage et al., 1983; Writgh et al., 1988).
  • Aproximacions multivariants, que fan servir diferents tipus d’anàlisi multivariant per  a estimar la qualitat i l’estat ecològic de les comunitats, així com per a predir les comunitats esperables en una massa d’aigua en absència de pertorbacions (RIVPACS, BEAST, ANNA, AusRivas http://ausrivas.canberra.edu.au/ausrivas).

De fet, tant les aproximacions multivariants com les multimètriques han desenvolupat metodologies que permeten comparar les comunitats observades amb les esperables tot generant índexs d’integritat biològica que permeten estimar la qualitat ecològica real de les comunitats (veure apartat 5.4.1.1.4)

5.4.1.1.3 Peixos

Els peixos constitueixen una part important de les comunitats aquàtiques, ja que algunes espècies es troben a la part superior de les piràmides tròfiques, la qual cosa els atorga el paper de controladors del conjunt de l’ecosistema, com a mínim “a priori” i, al mateix temps, depenen del conjunt de les comunitats aquàtiques. A més, la tendència general és que tinguin cicles de vida llargs que els permeten de viure uns quants anys. De manera que si es produeix una pertorbació en un moment concret, aquesta por afectar una part de les poblacions que estan composades per varies generacions diferents, essent el més freqüent que afectin als organismes de talla més petita (alevins i juvenils), de manera que en seguiments posteriors veurem una davallada de la classe d’edat. Davallada que es correspon amb aquesta generació que ha estat més afectada, normalment amb reducció de la seva densitat. Això ens permetrà de constatar les pertorbacions que s’han produït en un període de temps d’uns quants anys, sempre que analitzem l’estructura d’edats de la fauna ictiològica, motiu pel qual el seu estudi ha estat inclòs com a part dels indicadors biològics de qualitat per a l’estima de l’estat ecològic de rius i estanys (DMA, 2000/60/ CE).

A la Península Ibèrica ens trobem amb el fet que la fauna ictiològica pròpia, espècies autòctones, està composada per un nombre petit d’espècies en relació amb la resta del continent europeu, fins al punt que moltes masses d’aigua tenen un major nombre d’espècies al·lòctones introduïdes que d’autòctones. Aquesta realitat ha permès que en el cas dels estanys i les llacunes de les zones humides no calgui estudiar en profunditat les comunitats de peixos per avaluar-ne l’estat ecològic, sinó que només es contempli la presència/absència  d’espècies al·lòctones en aquest ecosistemes. I, fins hi tot, en els embassaments, en ser masses d’aigua artificials, el seguiment dels peixos es fa a partir de l’anàlisi de les poblacions de carpes que, com tothom sap, és una espècie al·lòctona ( podeu consultar el protocol ECOEM, ACA 2006, http://mediambient.gencat.net/aca/ca//planificacio/directiva/protocols.jsp).

En canvi, les comunitats de peixos sí són emprades, donat el seu caràcter indicador, en el control de la qualitat i l’estat ecològic dels rius (Ormerod, 2003). El perquè ho podem veure en la taula 5.19, on es detallen les seves respostes enfront diferents tipus de pertorbació.

Taula 5.19. Principals paràmetres naturals o canvis associats a pertorbacions antròpiques que afecten a les comunitats de peixos fluvials, amb indicació de la resposta esperada.

PARÀMETRES

CONDICIÓ

RESPOSTA DELS PEIXOS

Hidrològics

 

 

Arrossegament per l’aigua (riuades)

Reducció de les densitats i les biomasses.

Desplaçament de les poblacions

Dessecació (sistemes temporals)

Adaptació del cicle de vida

Adaptacions fisiològiques

Hàbitat preferent lenític

Alteració permanent del règim hidrològic

Selecció d’espècies adaptades

Morfològics

 

 

 

 

Reducció dels hàbitats

Pèrdua d’espècies

Desorganització de les comunitats

Reducció de la profunditat

Desplaçament de poblacions

Existència de barreres físiques

Aïllament de poblacions, amb possible pèrdua d’espècies

Substrats petits dominants (graves i sorres)

Selecció d’espècies adaptades

Acumulació de sediments inorgànics (rebliment de la llera)

Reducció d’espècies i biomasses. Pot afectar les classes d’edat (reclutament en perill, inviabilitat de postes)

Temperatura

 

 

 

Variacions estacionals

Selecció d’espècies adaptades

Augment temperatura mínima

Canvis en la composició d’espècies

Augment temperatura màxima

Reducció d’espècies

Variacions a llarg termini (canvi climàtic)

Canvi en la composició i estructura de les comunitats

Conductivitat

Gradient de  conductivitat

Canvi en la composició i estructura de les comunitats

Salinitat

 

Gradient de salinitat

Selecció d’espècies adaptades

Variacions estacionals de salinitat

Selecció d’espècies i adaptacions fisiològiques

pH

Augment de l’acidificació

Selecció d’espècies adaptades

Reducció de les biomasses

Oxigen dissolt

 

Variacions estacionals de la concentració

Selecció d’espècies adaptades Canvi d’hàbitats, desplaçaments.

Reducció de les concentracions mínimes

Pèrdua d’espècies

Selecció d’espècies adaptades

Desplaçament de poblacions

Amoni dissolt

Augment de la concentració

Pèrdua d’espècies i desorganització de les comunitats

Desplaçament de poblacions

Altres nutrients

Gradient de concentracions

Canvi en la composició i estructura de les comunitats

Recobriment per flora submergida del substrat

 

Abundància d’algues

Augment de la biomassa

Abundància de macròfits

Augment d’espècies adaptades a fer servir els macròfits com a refugi

Espècies tòxiques

Dominància de cianobacteris i altres grups productors de toxines

Pèrdua d’espècies i reducció de biomasses

Desplaçament de poblacions

Matèria orgànica particulada

Sedimentació de matèria orgànica

Augment de biomasses

Vegetació de ribera

Eliminació de la vegetació de ribera

Desplaçament de poblacions, per pèrdua de refugis (arrels submergides i ombres de la cobertura de la vegetació de ribera)

Efectes biològics

 

Augment de la predació (peixos ictiòfags, aus, mamífers)

Disminució de les biomasses

Pèrdua d’espècies (preses preferents), amb reducció de la mida (eliminació de selectiva de classes d’edat)

Infeccions (bacteris, fongs, virus, paràsits)

Reducció de densitats i biomasses

Canvi en la composició i estructura de les comunitats

Substàncies prioritàries emergents

Concentracions letals i subletals

Pèrdua d’espècies i reducció de biomasses

Desorganització de les comunitats

     

Com hem pogut veure a la taula precedent, les poblacions i comunitats de peixos són bones indicadores de la qualitat de l’hàbitat on viuen i reaccionen davant de pertorbacions antròpiques molt diferents, com poden ser l’eutrofització, l’acidificació, la regulació de cabals, les alteracions físiques de l’hàbitat, la fragmentació fluvial i la contaminació química. Per aquesta raó s’han emprat pel control de la qualitat ambiental dels sistemes fluvials, especialment en els darrers 30 anys. Malgrat que en aquest període de temps ha sorgit un elevat nombre de índexs biòtics amb aquest objectiu, finalment s’ha tendit a l’ús d’índexs multimètrics inspirats en l’índex d’integritat biòtica (IBI) proposat per Karr (Karr 1981; Karr et al., 1986). La principal característica d’aquest tipus d’índex com a eina de control és que, en emprar mètriques basades en la estructura i funció de les comunitats, integra dins d’una escala numèrica l’estat de salut (qualitat) de tota la comunitat. 

Aquesta aproximació multimètrica es fa servir actualment tant a Amèrica (Barbour et al., 1999; www.epa.gov/OWOW/monitoring/techmon.html)  com a Europa, on un projecte subvencionat per la Comunitat Europea ha permès la selecció de les mètriques adequades per als diferents països del nostre continent (projecte FAME, http://fame.boku.ac.at), així com dels protocols i els programes informàtics per a la seva aplicació. Les mètriques proposades s’agrupen en mesures de l’estructura tròfica de les comunitats de peixos, dels grups reproductius, d’ús de l’hàbitat físic, de la tolerància enfront les pertorbacions i dels hàbits migratoris (Pont et al., 2006). Però a casa nostra, en l’IBICAT s’ha inclòs també la incidència de les espècies al·lòctones (veure protocol BIORI, ACA 2006). Així doncs l’aproximació multiparamètrica recomanada queda composada per les següents mètriques:

  • Mesures de riquesa i composició de les comunitats
    • Densitat total
    • Nombre d’espècies autòctones
    • Percentatge d’espècies autòctones
    • Percentatge d’espècies autòctones actuals respecte de les espècies històriques
  • Mesures de l’estructura tròfica
    • Nombre d’espècies autòctones amb alimentació insectívora
    • Percentatge de l’abundància d’espècies insectívores
  • Mesures de tolerància
    • Nombre d’espècies autòctones tolerants
    • Abundància d’espècies autòctones intolerants
    • Percentatge d’espècies intolerants
  • Mesures de l’hàbitat i estratègies reproductives
    • Abundància de peixos introduïts amb requeriment d’hàbitats litòfils per a la reproducció.
    • Percentatge de l’abundància de peixos autòctons amb longevitat elevada

Aquesta darrera mètrica ens dona informació sobre l’estabilitat de l’ecosistema a llarg termini, ja que integra qualsevol mena de pertorbació que s’hagi donat durant els últims anys, de manera que té un abast més ampli que el de la categoria on l’hem inclòs.

5.4.1.1.4 Índexs d’integritat i comunitats de referència.

Un cop s’ha estimat la qualitat d’una massa d’aigua mitjançant l’ús d’un o més índexs biòtics, ens trobem amb el fet que tenim un valor que cal interpretar. Normalment els índexs donen un rang de valors possibles que es subdivideixen per tal de tenir uns rangs més petits que associem a un nivell de qualitat concret; en el cas europeu es consideren 5 nivells de qualitat segons la DMA (veure introducció i secció d’estat ecològic del medi 5.4.2). El problema resideix en que la major part dels índexs donen una puntuació que premia determinats tipus de massa d’aigua; per exemple en rius trobem valors decreixents dels índexs des de les capçaleres fins els trams finals propers a la desembocadura, encara que no hi hagi pertorbacions, o sia que els índexs ens estan reflectint en part el gradient longitudinal fluvial.

En conseqüència, l’aproximació ideal consisteix en comparar el valor obtingut amb un valor esperat que podem obtenir a partir de l’aplicació d’un model, desenvolupat a partir d’una aproximació normalment multivariant (RIVPACS, AusRivas, BEAST, PAEQANN www.cesac.cemes.fr/~paeqann/), o amb les dades obtingudes a partir de punts de referència.

El pas previ a la selecció de punts de referència inclou la definició de Regions Ecològiques o ecorregions i la diferenciació de tipologies per a les masses d’aigua presents en cada regió ecològica (USEPA, 1983; Omernik, 1985).  Les regions ecològiques definides solen ser amplies i s’estenen en molts casos per més d’una conca hidrogràfica i per més d’un país en el cas europeu. En molts casos aquestes ecorregions coincideixen amb regions biogeogràfiques de distribució de flora i fauna, com és cas del sistema A proposat per la DMA per a definir les regions ecològiques de rius i llacs. En d’altres això no passa completament, com és la proposta B inclosa en la DMA, encara que també inclogui com a variables obligatòries tot un seguit de paràmetres que sí determinen la distribució biogeogràfica dels organismes aquàtics (latitud, longitud i altitud). La principal diferència entre la metodologia nord-americana i l’europea resideix en què a més de variables geològiques, topogràfiques (com a part de les morfomètriques) i climàtiques emprades per tots dos sistemes, el nord-americà n’inclou d’altres com els usos del sòl, que de fet és una variable indicadora de l’activitat antròpica i per tant del nivell de pertorbació d’una regió en molts casos. O sigui, que d’aquesta manera inclouen regions definides en part per la pressió antròpica.

A l’hora de definir els diferents tipus de massa d’aigua, la major part dels països de la Comunitat Europea ha optat per dissenyar sistemes propis, respectant al màxim possible les directrius donades per la DMA, basats en el sistema B inclòs en l’esmentada directiva. Malgrat tot, els sistemes poden ser molt diversos; per exemple en els diferents sistemes lenítics (llacs, embassaments i llacunes de zones humides), s’ha fet servir tipologies jerarquitzades (veure secció 5.4.2.1), mentre que pels rius s’ha fet servir una aproximació multivariant que ha definit diferents regions ecològiques i tipus fluvials, o subregions de gestió fluvials segons la terminologia emprada a la conca de l’Ebre i les conques internes catalanes (Taula 5.20).

Taula 5.20. Regions fluvials i subregions de gestió fluvial definides a la conca de l’Ebre i les conques internes de Catalunya (CIC).

Regions fluvials

Subregions de gestió fluvial

1. Alta muntanya silícica*

1a. Alta muntanya silícica*

2. Muntanya humida

 

2a. Muntanya humida silícica

2b. Muntanya humida calcària

3. Muntanya mediterrània

 

 

3a. Muntanya mediterrània silícica

3b. Muntanya mediterrània calcària

3c. Muntanya mediterrània d’elevat cabal

4. Zona baixa mediterrània

 

 

4a. Zona baixa mediterrània

4b. Zona baixa mediterrània silícica

4c. Zona d’influència càrstica

5. Eixos fluvials d’elevat cabal

5a. Eixos fluvials d’elevat cabal

6. Rius de gran cabal*

6a. Rius de gran cabal*

7. Torrents litorals**

7a. Torrents litorals**

*només present a la conca del riu Ebre

** només present a les Conques Internes de Catalunya

 

Un cop definides les regions ecològiques i les diferent tipologies de gestió, es pot procedir a seleccionar els punts o trams de referència en rius, o les masses d’aigua concretes pels ecosistemes lenítics, ja que per aquest tipus de sistema no es tria un punt o zona si no l’ecosistema sencer en molts casos. Per a totes les metodologies es té en compte indicadors de naturalitat de les conques de drenatge associades a les diferents masses d’aigua o trams i indicadors de l’existència de impactes deguts a pertorbacions antròpiques (Hughes et al., 1986; Nijboer et al., 2004).

En el cas espanyol, per exemple, el CEDEX recomana, per a la selecció de trams fluvials de referència, tenir en compte els següents indicadors de pressió antròpica:

  • Indicador de la naturalitat de la conca, basat en els usos del sòl.
  • Indicador de les activitats humanes més importants que poden influir en les característiques fisicoquímiques i hidrològiques de les masses d’aigua, basat en les demandes d’abastament urbà, industrial i de regadiu.
  • Indicador de la incidència de la regulació de cabals, basat en la capacitat dels embassaments, si existeixen.
  • Indicador de les alteracions morfològiques, basat en els usos del sòl

De fet, aquestes recomanacions el que pretenen és permetre de triar els punts de referència en conques on encara no es disposa de resultats de l’estudi d’anàlisi de pressions i impactes que exigeix la DMA. Si ja s’ha fet, aleshores cal triar els trams que no estiguin afectats per pressions o impactes o, si no existeixen, aquells on les pressions siguin mínimes.

Ara ja podem estimar els índexs d’integritat ecològica (EQI en sigles angleses), pels diferents descriptors i mètriques que hem fet servir, o els quocients de qualitat ecològica (EQR). Aquests índexs ens permeten d’estimar el nivell de pertorbació d’una comunitat en funció de quant s’allunyi el valor obtingut de la unitat. Un valor d’1 ens indicaria que el valor observat i l’ esperat són idèntics, o sia, que la comunitat és correspon amb la comunitat natural no pertorbada esperada. També es poden definir llindars entre 0 i 1 que es corresponguin amb els cinc grups de qualitat establerts en la DMA.

5.4.1.2 Paràmetres del medi que afecten als bioindicadors

En els apartats precedents hem vist tota una sèrie de paràmetres del medi que poden afectar als bioindicadors, ja siguin hidrològics, morfològics, físics o químics (Taules 5.17-5.19). Bona part d’ells s’obtenen o es poden mesurar “in situ” , en bona part dels casos fent servir sensors (veure annex 5.1. sensors i biosensors) com és el cas de la temperatura, el pH, la conductivitat o la concentració d’oxigen dissolt. D’altres, com són els hidrològics i els morfològics, es mesuren al punt de mostreig amb aparells menys complexes:

  • cintes mètriques per a mesurar amplades d’inundació fluvial o mesuradors laser portàtils per a mesurar distàncies.
  • metres per a mesurar fondàries, o indicadors de variacions del nivell.
  • cabals a partir de mètodes velocitat - àrea, fent servir molinets per a mesurar la velocitat, mètodes elèctrics o traçadors químics (veure apartat 4.3.2.5).
  • Composició del substrat a partir de mètodes d’estima visuals.
  • Recobriment de la flora a partir de mètodes d’estima visuals o d’anàlisi d’imatges a partir de fotografies.
  • Cobertura del canal fluvial per la vegetació de ribera, estima visual.
  • Àrea de les masses d’aigua lenítiques, a partir d’ortofotomapes o similars.
  • Existència de barreres físiques a partir de la cartografia, els ortofotomapes o els estudis d’impactes i pressions.

Per a la resta de paràmetres físics i químics (sòlids en suspensió, terbolesa, nitrats, amoni, nitrogen total, fòsfor total, ortofosfats i contaminants específics/substàncies perilloses), les tècniques analítiques de referència i els envasos on guardar la mostra ja han estat descrits anteriorment (Taula 5.12 i Taula 4.5).

Bé, ja sabem quins paràmetres mesurar i com, el problema ara resideix en intentar donar rangs que es corresponguin amb les classes de qualitat definides per la DMA, de manera que els valors que enregistrem d’aquests paràmetres ens orientin sobre la qualitat fisicoquímica de la massa d’aigua en el moment del mostreig, o sobre la seva evolució temporal si tenim estacions de seguiment continu properes o analitzem un conjunt de dades de períodes llargs de temps (un o més anys, per exemple).

Si tenim en compte que la periodicitat de mostreig proposada per als paràmetres fisicoquímics és més alta que la recomanada per les comunitats en  moltes masses d’aigua, poder tenir criteris que ens permetin detectar canvis de la qualitat fisicoquímica del medi que poden afectar les comunitats i explicar els seus canvis, ens pot facilitar molt la interpretació de les variacions que s’observin en la qualitat de les comunitats i l’estat ecològic del tram o massa d’aigua.

Encara no s’ha establert aquests rangs de manera definitiva per a les diferents classes de qualitat i masses d’aigua. Però volem incloure aquí la proposta amb la que treballa actualment l’ACA pels sistemes fluvials (Taula 5.21).

Taula 5.21. Rangs atorgats per als diferents paràmetres fisicoquímics que afecten a les comunitats fluvials en funció del nivell de qualitat.

Paràmetre

Unitats

Nivell de qualitat

Molt bo

Bo

Mediocre

Deficient

Dolent

pH

unit. pH

No s’observen variacions significatives respecte els valors naturals 6.5-9.5 com a interval de referència general.

Temperatura

ºC

No s’observen variacions significatives respecte al règim de temperatures natural. Temperatura màxima de referència general 25ºC

Oxigen dissolt

-Trams alts

-Trams baixos

% saturació

 

>90

>80

 

70-90

60-80

 

50-69

40-59

 

25-49

20-39

 

<25

<20

DBO

mg/l

<3

3-5

5.1-7

7.1-15

>15

Clorurs

-zones de baixa salinitat natural

-zones de salinitat natural moderada

-zones d’elevada salinitat natural

-zones de transició o de forta intrusió salina

mg/l

 

<25

<100

<300

 

25-99

100-250

300-600

 

100-199

251-400

601-1000

 

200-400

401-600

1001-2000

 

>400

>600

>2000

Salí de manera natural

Amoni

mg/l

<0.1

0.1-0.4

0.5-0.9

1-4

>4

Nitrats

mg/l

<5

5-25

26-50

51-100

>100

Fosfats

mg/l

<0.03

0.03-0.09

0.1-0.29

0.2-0.5

>0.5

             

La situació ideal seria que en un futur proper es poguessin definir els rangs en funció del nivell de qualitat i per a cada regió ecològica o subregió ecològica de gestió, malgrat que estem segurs que no hi haurà diferències entre els rangs de totes les subregions ecològiques de gestió.

5.4.1.3 Controls de qualitat

En aquest apartat revisarem el control de qualitat de les metodologies que es fan servir al camp (“in situ”) i de les tasques que es realitzen al laboratori i la periodicitat dels controls per a una avaluació segura de l’estat de l’indicador de qualitat corresponent.

+ Control de qualitat de les tasques que es realitzen al camp.

Les tasques que es realitzen al lloc de mostreig inclouen alguns passos previs al mostreig, les diferents tècniques de mostreig, i altres de posteriors. En conjunt són recomanacions de bones pràctiques per a aquests tipus de tasques:

  • Correcte etiquetatge de les mostres. És convenient que els codis que s’utilitzin siguin senzills i clars, així com que s’estandarditzin per tal de fer servir sempre el mateix tipus de codi. De fet, el més recomanable és portar tot el material etiquetat prèviament al laboratori o gairebé, alhora que s’ha revisat i preparat tot el material necessari pel mostreig.
  • Revisió i comprovació del material de mostreig abans d’iniciar la feina. D’una part contempla el fet de comprovar que tots els mostrejadors estan nets i lliures d’exemplars d’organismes procedents d’altres mostreigs previs, i si això no fos així, permet la seva neteja abans d’iniciar el mostreig. D’alta banda, ha de permetre de detectar si manca algun tipus d’estri abans d’iniciar el mostreig, la qual cosa ens pot permetre la seva substitució per material alternatiu que podem comprar en alguna localitat propera, o anular el mostreig si no es pot substituir i evitat perdre temps i feina.
  • Retolació dels fulls de camp pels diversos protocols en què es facin servir. Els fulls de camp es porten sempre impresos, però cal indicar les dades bàsiques de localització i nom identificatiu del punt de mostreig i la data en què es realitza aquest.
  • Mostreig. El mostreig de cada tipus d’indicador requereix que s’apliquin tècniques i mètodes concrets, de manera que cal fer entrenaments previs i fer comprovacions creuades de que totes les persones que mostregen obtenen mostres similars en la seva composició i densitat.
  • Control de la precisió de la identificació dels organismes que es faci “in situ”. Hi ha alguns mètodes que requereixen la identificació in situ dels organismes indicadors; per a aquests mètodes cal que les persones que fan el mostreig s’hagin preparat prèviament amb material de col·leccions i que portin material gràfic o bibliogràfic de suport per a la identificació.
  • Control de la cadena de custodia i preservació de les mostres. Per a evitar la contaminació i pèrdua de mostres cal comprovar i garantir que sempre es mantenen en les condicions òptimes de preservació.
  • Neteja de les eines i aparells emprats en el mostreig després de cada mostra i de cada punt de mostreig. Constitueix una necessitat per a evitar l’obtenció de dades errònies en els punts de mostreig posteriors.
  • Comprovació final del correcte etiquetatge de tots els tipus de mostra. Es recomana enregistrar els codis de totes les etiquetes en els fulls de cada protocol concret per a evitar errors, així com revisar que totes les mostres estiguin etiquetades correctament. Fer servir pots de diferents mides o amb taps de colors diferents sol ajudar molt.
  • Comprovació de la repetibilitat i precisió de les tècniques de mostreig, el temps emprat en els mostreigs biològics, l’anàlisi “in situ” de les mostres biològiques i la validesa de la identificació taxonòmica, mitjançant la presa de rèpliques en un percentatge significatiu de punts de mostreig, com pot ser el 10% que recomana l’EPA .

Per a aconseguir acomplir el protocol de bones pràctiques que es recomana, sol ser necessari l’aprenentatge mitjançant cursos pràctics de preparació tant d’identificació taxonòmica dels diferents organismes indicadors com de l’ús al camp de les diferents tècniques i metodologies de mostreig. En alguns països, el organismes i entitats que gestionen i generen les normes de qualitat demanen que els tècnics que han de realitzar aquesta mena de tasques es sotmetin a uns exàmens d’habilitació per tal de poder realitzar aquestes feines de camp. Creiem convenient que s’apliqui aquest criteri a casa nostra.

+ Control de qualitat de les tasques que es porten a terme en el laboratori.

Les recomanacions de bones pràctiques per a aquests tipus de tasques són:

  • Calibratge entre diferents laboratoris de la precisió i repetibilitat de les diferents analítiques fisicoquímiques realitzades.
  • Constitució i manteniment d’una col·lecció de referència dels diferents organismes/tàxons que es facin servir com a bioindicadors, ja sigui una col·lecció d’organismes preservats o fotogràfica.
  • Revisió de les col·leccions d’organismes per taxònoms experts en els diferents grups d’estudi, ja sigui per altre personal d’un laboratori o per experts externs.
  • Identificació creuada dels organismes bioindicadors entre el personal que s’encarrega d’aquesta tasca, per tal d’estimar la precisió de les identificacions taxonòmiques que es fan. És recomanable un control per experts externs que facin una validació de les identificacions cada cert temps, per a la qual cosa cal guardar algunes de les mostres en cada mostreig.
  • Recull de claus d’identificació i de la bibliografia bàsica necessària dels diferents grups bioindicadors que permetin una identificació taxonòmica acurada. Aquest tipus de material pot estar dipositat al laboratori o pot estar a l’abast de tothom a la web.

Creiem convenient, com per a les tasques de camp, que el personal que faci aquesta feina hagi de fer cursos de preparació i estar habilitat  per a realitzar les diferents tasques de laboratori.

+ Periodicitat dels controls per a una avaluació segura de l’estat de l’indicador de qualitat corresponent.

En aquest apartat ens limitarem a donar les recomanacions fetes com a periodicitat mínima de mostreig dins de la DMA (Taula 5.25), així com a indicar les recomanacions fetes a Catalunya o Espanya.

Taula 5.25. Periodicitat dels controls operatius pels diferents indicadors i ecosistemes aquàtics considerats.
Entre parèntesi s’indica la freqüència recomanada o emprada per als ecosistemes aquàtics catalans.

Indicador de qualitat

Rius

Llacs

Embassaments

Biològics

Fitoplàncton

6 mesos

(no es mesura)

6 mesos

(1 any)

6 mesos

(setmanal o quinzenal a l’estiu**)

Altra flora aquàtica

3 anys

3 anys

3 anys

(no es mesura)

Macroinvertebrats

3 anys

3 anys

3 anys

(no es mesura)

Peixos

3 anys

3 anys

3 anys

Hidromorfològics

Continuïtat

6 anys

   

Hidrologia

continu

1 mes

1 mes

(continu)

Morfologia

6 anys

6 anys

6 anys

Fisicoquímics

Condicions tèrmiques

3 mesos

(1 mes)

3 mesos

3 mesos

(1 mes)

Oxigenació

3 mesos

(1 mes)

3 mesos

3 mesos

(1 mes)

Salinitat

3 mesos

(1 mes)

3 mesos

3 mesos

(1 mes)

Estat dels nutrients

3 mesos

(1 mes)

3 mesos

3 mesos

(1 mes)

Estat d’acidificació

3 mesos

(1 mes)

3 mesos

3 mesos

(1 mes)

Altres contaminants

3 mesos

3 mesos

3 mesos

Substàncies prioritàries

1 mes

1 mes

1 mes

** Periodicitat de control recomanada pel grup de treball de cianotoxines ibèric.

 

 

Per a la major part dels paràmetres fisicoquímics el seguiment pot ser continu si existeixen estacions de control de la qualitat instal·lades en una massa d’aigua concreta (veure introducció i sensors i biosensors).

Independentment de les recomanacions fetes en la DMA, creiem que en els sistemes fluvials, part dels punts de referència pertanyent a les diferents subregions de gestió ha de ser controlada anualment fins a tenir prou informació sobre l’evolució de les comunitats en relació a la gran variabilitat interanual que mostren els paràmetres fisicoquímics i hidrològics a la mediterrània.

5.4.2 Estat ecològic del medi receptor

A l’hora d’abordar aquest tema hem considerat que el millor, per a no limitar-nos a repetir les recomanacions de la DMA o fer disquisicions teòriques només, és que el tractem a partir de casos pràctics, que seran els diferents tipus de masses d’aigua superficials catalanes.

5.4.2.1. Estanys: tipificació i desenvolupament d’un índex de qualitat ecològica pels sistemes lacustres de Catalunya. 

L’objectiu de l’estudi que es presenta era el disseny d’un mètode i l’establiment de protocols per a la determinació de l’estat ecològic dels sistemes lacustres de Catalunya d’acord amb els requeriments de la Directiva Marc de l’Aigua europea. Com a pas previ es va establir primer un inventari dels 370 estanys més grans de 0,5 ha que existeixen en el territori català, sense considerar llacunes costaneres. A continuació es va establir una tipologia jerarquitzada que permetés distingir diferents nivells de classificació segons el detall desitjat, amb un mínim de dos tipus (estanys alpins i estanys càrstics) i un màxim de deu (dos entre els càrstics segons la seva mida i vuit entre els alpins, segons combinacions de la reserva alcalina de l’aigua, l’altitud i la mida) (Fig. 5.11).

Figura 5.11. Arbre de decisions utilitzat per a classificar els estanys de Catalunya.

Els criteris utilitzats per a establir les diverses categories responen a la necessitat de trobar uns pocs factors ambientals que permetin de reduir la variabilitat biòtica de manera a obtenir grups discrets que siguin el més diferent possibles entre ells i el més homogenis pel que fa als estanys que els integren. En aquest sentit, a Catalunya hi ha dos grans conjunts d’estanys que difereixen en la seva funcionalitat, biota i distribució en el territori; el més directe és distingir-los pel seu origen: càrstic o glacial. Els estanys càrstics són un conjunt reduït i només es va considerar el criteri de la mida per a distingir l’estany de Banyoles dels altres estanys notablement més petits. En els estanys alpins es va considerar els factors ambientals que determinen més diferències funcionals i en la distribució de la biota. El més rellevant és l’acidesa, en relació a la qual es va considerar valors de partició basats en l’alcalinitat que són d’ús comú internacionalment a l’hora de tipificar aigües de baixa reserva alcalina (Fig. 5.12a). D’altra banda, es va buscar un punt de discontinuïtat en la tendència de canvi que es produeix en augmentar l’altitud. La probabilitat d’aparició de macròfits va resultar ser un bon indicador per definir un punt d’inflexió en aquesta tendència (Fig. 5.12b). Finalment, es va poder definir un llindar de mida a partir de la probabilitat de trobar valors elevats de carboni orgànic dissolt o del fòsfor total (Fig. 5.12c). La figura 5.12d indica la distribució territorial dels diversos tipus d’estany.

(a) (b)
(c) (d)

Figura 5.12. a) Relació entre el pH i la capacitat neutralitzadora d’àcids (ANC) en els estanys Pirinencs; la mida del símbol és un indicador de l’abundància de sulfats, que oscil·la entre 0.5 i 60 mg l-1 SO42- b) Histogrames indicant la presència d’estanys amb macròfits (lila) respecte del total d’estanys mostrejats a diferents altituds (blau); c) Relació entre l’àrea dels estanys i la quantitat de carboni orgànic en l’aigua per a un conjunt d’estanys alpins de serralades de tota Europa. La mida dels punts ens indica la quantitat de fòsfor total del sistema; d) Classificació dels estanys majors de 0.5 ha de Catalunya d’acord amb l’arbre de decisions de la figura 5.11.

Per a determinar les condicions de referència dels tipus establerts i els llindars entre les diferents categories d’estat ecològic es va seguir les orientacions del grup de treball en condicions de referència (REFCOND, 2003) de l’Estratègia per a una Implementació Comuna de la Directiva Marc. Breument, aquesta implica una selecció de localitats potencials de referència, l’establiment de les condicions de referència per a tots els elements de qualitat que es considerin rellevants per a cada tipus d’estany, el càlcul dels quocients de qualitat ecològica (EQR), l’establiment de llindars entre cada classe d’estat ecològic i, finalment, l’harmonització de les escales EQR i l’establiment dels llindars per a elements de qualitat no ecològics. Entre les diverses possibilitats que ofereix el marc de la Directiva es va seleccionar diversos paràmetres i definir índexs que fossin útils i aplicables per a determinar l’estat de cadascun dels elements considerats per la directiva (Fig. 5.13).

Figura 5.13. Procediment per a la qualificació final de l’estat ecològic d’un estany.

Per a cadascun del paràmetres establerts es va proposar uns quocients de qualitat ecològica (EQR) que definissin els llindars entre els cinc estats de qualitat que considera la DMA (Taula 5.26).

Taula 5.26. Exemple dels llindars de l’índex de qualitat ecològica establerts per al paràmetre “Concentració de clorofil·la”. Entre parèntesi es recull el valor del paràmetre en mg l-1.

Llindars EQR Clorofil·la

BO

MEDIOCRE

DEFICIENT

DOLENT

E. càrstics grans (CGG)  

0.55

(2.7)

0.41

(3.7)

0.27

(5.6)

0.14

(10.7)

E. càrstics típics (CPP)  

0.55

(3.6)

0.41

(4.9)

0.27

(7.4)

0.14

(14.3)

E. alpins d’aigües molt àcides (AAA)  

0.54

(2.8)

0.4

(3.8)

0.27

(5.6)

0.13

(11.5)

E. alpins d’aigües molt diluïdes (AAG)  

0.54

(2.8)

0.4

(3.8)

0.27

(5.6)

0.13

(11.5)

E. alpins típics (ACA)  

0.54

(3.7)

0.4

(5)

0.27

(7.4)

0.13

(15.4)

E. alpins de poca altitud (ACB)  

0.59

(5)

0.44

(6.8)

0.29

(10.3)

0.15

(20)

E. alpins grans (ACG)  

0.54

(4.6)

0.4

(6.3)

0.27

(9.3)

0.13

(19.2)

E. alpins d’aigües alcalines (ALK)

0.51

(2.9)

0.38

(3.9)

0.26

(5.8)

0.13

(11.5)

         

A tall d’exercici final de l’estudi es va realitzar una determinació preliminar de l’estat ecològic dels estanys de Catalunya segons les dades disponibles en l’actualitat (Fig. 5.14).

L’estudi ha estat realitzat amb el finançament de l’Agència Catalana de l’Aigua.

Figura 5.14. Determinació preliminar de l’estat ecològic dels estanys de Catalunya.

5.4.2.2 Rius.

D’acord amb la Directiva Marc de l’Aigua a Catalunya s’han establert 247 masses d’aigua fluvial, embassaments exclosos, per a les quals ens cal desenvolupar un mètode i uns protocols que ens permetin d’avaluar-ne l’estat ecològic. Encara que la unitat final a considerar és la massa d’aigua, la unitat real (pràctica) d’estudi és el tram de riu. El primer pas resideix a establir una tipologia que permeti d’establir grups de masses d’aigua fluvials (trams fluvials). Per a això, s’han seguit les recomanacions metodològiques fetes per la DMA; així s’ha triat el procediment B per ser més flexible i emmotllable a la gran heterogeneïtat dels rius catalans. Segons aquesta aproximació, ha estat possible reduir el nombre de paràmetres a incloure en el model a tan sols 17 paràmetres, 3 d’hidrològics, 6 geològics, 6 morfomètrics i 2 climàtics. De fet, els 6 geològics són modalitats d’un mateix paràmetre (Taula 5.27), que s’han seleccionat seguint criteris com el de triar variables poc influenciades per l’activitat antropogènica, variables importants en la distribució de les comunitats biològiques i variables que siguin independents (sense correlació entre elles). A partir del conjunt de paràmetres seleccionat s’ha fet un tractament multivariant (Anàlisi de components principals) i amb les puntuacions dels eixos significatius s’ha procedit a fer agrupacions no jeràrquiques mitjançant algoritmes de similitud; posteriorment s’ha fet la selecció de les variables que discriminen les regions i els tipus fluvials dels trams analitzats. Finalment, s’ha ajustat i validat la regionalització i la tipologia fluvial amb la totalitat de trams fluvials dels que es tenia prou informació.

Taula 5.27. Variables seleccionades per a la regionalització fluvial de les Conques Internes de Catalunya.
En cursiva es marquen les variables introduïdes que es troben contemplades en l’aproximació B de la DMA (annex II, apartat 1.2.1).

TIPUS DE VARIABLES

VARIABLES

Variables d’estació

Hidrològiques

 

 
  • Aportació anual (hm3)

  • Índex d’estiatge

  • Aportació específica (hm3/km2)

Morfomètriques

 

 

 

 

 

  • Altitud (m)

  • Pendent

  • Àrea conca (km2)

  • Ordre del riu (mètode Strahler)

  • Radi de bifurcació

  • Forma de la conca

Variables de conca

Geològiques

 

 

 

 

 

  • Percentatge cobertura de la conca drenada amb roques carbonatades

  • Percentatge cobertura de la conca drenada amb roques silíciques

  • Percentatge cobertura de la conca drenada amb roques carbonatades i evaporítiques sulfatades

  • Percentatge cobertura de la conca drenada amb roques evaporítiques

  • Percentatge cobertura de la conca drenada amb roques evaporítiques amb presència de clorurs

  • Percentatge cobertura de la conca drenada amb roques sedimentàries d’origen mixt

Climàtiques

 

  • Temperatura ambiental mitjana anual del tram de riu (ºC)

  • Pluviometria anual mitjana a la conca drenada (mm)

   

Aquest mètode permet de classificar els rius en 5 regions ecològiques i 10 subregions de gestió fluvial (Taula 5. 20) a les Conques Internes de Catalunya (CIC), fent servir uns pocs criteris de classificació que permeten definir cada regió i subregió (Fig. 5.15)

Figura 5.15. Clau de classificació de les regions fluvials i subregions de gestió fluvial per a les CIC.

L’existència final de 10 tipus fluvials en un territori tan petit com és el que compren totes les CIC ens mostra clarament la gran heterogeneïtat del nostre territori (Fig. 5.16), on en una mateixa comarca es poden trobar fins a quatre tipus fluvials diferents, com a l’Alt Empordà, per exemple.

Figura 5.16. Trams fluvials que pertanyen a diferents subregions de gestió: a) capçalera de la Muga (muntanya mediterrània calcària); b) capçalera de la Riera d’Espinelves (muntanya mediterrània silícica); c) capçalera del riu Ter (muntanya humida silícica); d) baix Ter (eix principal).

Per a determinar les condicions de referència dels tipus definits i els llindars entre les diferents categories d’estat ecològic s’han seguit les recomanacions fetes per les directrius del document ECOSTATS (Grup de treball 2A de la CE en l’Estratègia Comú d’implantació de la DMA – CIS), encara que no tots els índexs proposats estan suficientment estudiats i, en realitat, manquen estudis que estableixin nivells de qualitat segons la tipologia fluvial definida. De fet, això només existeix pels invertebrats. Els llindars s’estimen a partir dels quocients d’estat de qualitat ecològica (EQR) o índex d’integritat biològica (EQI).  Les mètriques que s’han fet servir són: índex IPS per a les diatomees bentòniques; índexs IM i IVAM per a macròfits aquàtics; Riquesa de famílies (S) i índexs IBMWP i BMWPC per a invertebrats; índex IBICAT per a peixos. Els passos a seguir per a obtenir la qualificació final de l’estat ecològic inclouen també la qualitat fisicoquímica i hidromorfològica (veure protocol HIDRI de l’ACA) (Fig. 5.17).

Figura 5.17. Procediment per a la qualificació final de l’estat ecològic d’un riu.

5.4.2.3 Embassaments

Els embassaments són masses d’aigua artificials que es generen en un riu per la construcció d’una barrera física (presa), que provoca l’augment de la taxa de permanència de l’aigua i genera un sistema que normalment s’assembla més a un llac que a un riu, ja que domina l’organització vertical del sistema lenític enfront de l’horitzontal del riu. O sia, que hem de fer servir descriptors propis dels sistemes lacustres tant per a fer l’agrupació tipològica com per a estimar l’estat ecològic potencial; el terme potencial és emprat per a sistemes artificials i és equivalent a l’estat ecològic dels sistemes naturals que pot assolir aquest tipus de massa d’aigua.

Els embassaments catalans s’han classificat en sis tipus (Fig. 5.18) a partir de la situació geogràfica (altitud, distància al mar), de les característiques de la conca (mida, geologia, etc), i d’altres variables fisicoquímiques, fent servir un arbre jeràrquic.

Figura 5.18. Arbre de decisions per a determinar la tipologia d’un embassament.

Donada la variabilitat del nivell (volum inundat) d’un embassament s’ha rebutjat com a indicadors biològics tant els invertebrats com la flora del bentos, ja que les seves comunitats es veuen fortament afectades per l’esmentada variabilitat. Així doncs, s’ha emprat com a indicadors biològics el fitoplàncton (concentracions de clorofil·la total i de cianobacteris) i els peixos (diferents mètriques de les poblacions de carpes), mentre que com a indicadors fisicoquímics només s’ha tingut en compte la terbolesa (transparència segons el disc de Secchi), les condicions d’oxigenació (mesurades a l’hipolimnion, o sia per sota de la termoclina) i concentració de nutrients (fòsfor total).

Com en el cas dels estanys, per a determinar les condicions de referència dels tipus establerts i els llindars entre les diferents categories d’estat ecològic s’ha seguit les recomanacions del grup REFCOND de la CE, que impliquen la selecció de localitats de referència, l’establiment de les condicions de referència per a tots els elements de qualitat que es consideren rellevants i el càlcul del quocients de qualitat ecològica (EQR). (Fig. 5.19)

Figura 5.19. Procediment general d’assignació d’un nivell de qualitat potencial ecològic d’un embassament.

Actualment, no tots els indicadors biològics seleccionats permeten establir llindars entre cada classe d’estat ecològic potencial, com és el cas de les mètriques triades per als peixos (veure protocol ECOEM, ACA 2006).

5.4.2.4 Zones humides

Els indicadors biològics per a l’avaluació de la qualitat de l’aigua han estat especialment estudiats en ecosistemes fluvials i lacustres (Gannon & Stemberger 1978, Furse et al. 1987, Matveeva 1991) i són molts els estudis fets a Catalunya, especialment en ecosistemes fluvials (p.ex. Prat et al. 1986, Sabater et al. 1996, Benito & Puig 1999), on s’apliquen de manera rutinària en la gestió de rius des de fa uns quants anys. Tot al contrari, existeix relativament poca informació sobre l’aplicació d’índexs biològics en aiguamolls i sistemes lacunars lenítics (Burton et al. 1999, Veraart 1999, Lillie et al. 2002, Pennings et al. 2002, Lougheed and Chow-Fraser, 2002; Eyto et al., 2003; Kane and Culver, 2003). Tota ella és molt recent i sovint limitada a àmbits geogràfics que res tenen a veure amb la climatologia mediterrània. A Catalunya són escassos els estudis encaminats a l’avaluació de la qualitat de l’aigua en aiguamolls (p.ex. Bach et al. 1998) i encara més els que proposen algun sistema de seguiment de la qualitat de l’aigua a partir d’organismes aquàtics (Moreno-Amich et al. 1999).

A partir de les propostes de la Directiva Marc de l'Aigua, l'Agència Catalana de l'Aigua (Generalitat de Catalunya) va encarregar un estudi per a elaborar eines per a l'establiment de l'estat ecològic de les zones humides de Catalunya. Aquest capítol es fonamenta en aquest estudi (Boix et al. 2004).

5.4.2.4.1 Tipificació de les zones humides de Catalunya

Tant en llacunes costaneres com d’interior, la salinitat i la permanència de l’aigua han estat considerats els principals factors a l’hora de tipificar els ambients lacunars mediterranis (Britton & Podlejski 1981, Alonso 1998, Trobajo et al. 2002). Mitjançant la composició de comunitats d’invertebrats de zones humides de tot Catalunya s'ha validat la importància d’aquests factors i s'ha estimat els valors llindar vàlids a l’hora de tipificar els ecosistemes lenítics soms (Boix et al. 2004). Per tal de poder estudiar sistemes amb característiques similars, es va seleccionar aquelles zones humides situades a menys de 800 m s.n.m., i de menys de 6 m de fondària.

Figura 5.20. Posició de les mostres en l’espai creat per les dues primeres dimensions de la CA.

Així, mitjançant una anàlisi de correspondències (CA) a partir de la composició i estructura de les comunitats d’invertebrats, es va ordenar les mostres en funció de la salinitat i de la permanència de l’aigua. En la Figura 5.20 es representa el resultat d’aquesta CA i s’observa, en termes generals, com la primera dimensió separa les aigües més salades (valors positius) de les dolces (valors negatius), mentre que la segona separa les aigües dolces en aigües temporànies (valors positius) de la resta (valors negatius). En el resultat de la CA (Fig.5.20), per tal d’observar el grau de separació de les mostres en funció de la salinitat i de la permanència, s’ha adjudicat cada mostra a una de les següents tipologies: aigües atalassohalines, aigües talassohalines (les dues tipologies amb mitjana de salinitat superior a 5 mS·cm-1), aigües salobroses o dolces permanents (o semipermanents) i aigües salobroses o dolces temporànies (Fig. 5.21). Val a dir que el valor de 5 mS·cm-1 de mitjana anual de conductivitat separa de manera molt coherent les mostres positives i les negatives pel que fa a la primera dimensió. En la Figura 5.22 es mostren els criteris per a la tipificació de les zones humides de Catalunya en forma de clau dicotòmica.

Figura 5.21. Zones humides de diferents tipus: a) Clot de l'Unilla (Segrià), exemple de zona humida atalassohalina; b) Illa de Buda (Delta de l'Ebre), exemple de zona humida talassohalina (Autors: Mònica Martinoy Masjoan i Jaume Gifre Viñas); c) Estany de la Rajoleria de la Gutina (serra de l'Albera), exemple de llacuna salobrosa-dolça temporània;

Figura 5.22. Esquema per a la tipificació de les zones humides de Catalunya.

5.4.2.4.2. Organismes indicadors utilitzats en les zones humides de Catalunya

L’eina proposada per a l'establiment de l'estat ecològic en zones humides utilitza dos grups d'organismes:

  • els microcrustacis: cladòcers, copèpodes i ostracodes
  • els macroinvertebrats: únicament macrocrustacis (grans branquiòpodes i malacostracis) i insectes.

Els microcrustacis tenen nombroses característiques que els fan adients per a avaluar la qualitat de l'aigua: (a) la seva ubiqüitat en els sistemes lenítics i la facilitat de la seva captura; (b) les espècies prefereixen aigües amb diferents estats tròfics (p.ex. Berzins & Bertilsson, 1989; Moreno-Amich et al., 1999); (c) les associacions de microcrustacis responen als gradients de pertorbació (Stemberger & Lazorchak, 1994); (d) relacions entre associacions de microcrustacis i fitoplàncton o macròfits estan clarament determinades (p.ex. Richman & Dodson, 1983; Paterson, 1993). A més, ja existeixen diverses eines per l'establiment de la qualitat de l'aigua que es basen, com a mínim en part, en microcrustacis (p.ex. Gannon & Stemberger, 1978; Lougheed & Chow-Fraser, 2002; Kane & Culver, 2003).

Es considera que la riquesa i la diversitat són estimadors de la qualitat de l'aigua (p.ex. Whilh & Dorris, 1968; Ravera, 2000). Coincidentment, en els protocols de gestió o els índexs biològics elaborats per a zones humides també es considera la riquesa com una mètrica adient de la qualitat de l'aigua (p.ex. Adamus & Brandt, 1990; European Union, 2003; Fano et al., 2003). Per a obtenir una aproximació a la riquesa és aconsellable treballar amb la fracció més gran d'organismes de la comunitat. En aquest sentit s'ha proposat obtenir-la a partir dels macrocrustacis i dels insectes, a més dels microcrustacis. No s’ha considerat d’altres organismes  ja que el mostreig amb salabre sense recollir sediment no és molt adient per a la captura d’organismes com els anèl·lids o els mol·luscs. Les espècies de macrocrustacis són especialment abundants en aigües costaneres, mentre que els insectes són abundants en aigües epicontinentals, i per això es aconsellable incloure'ls tots dos en l'estimació de la riquesa.

Figura 5.23. Organismes indicadors: a) Alona, gènere indicador de zones humides salobroses-dolces permanents (coeficient de qualitat = 7) i de temporànies (coeficient de qualitat = 7); b) Daphnia pulicaria, espècie indicadora de zones humides talassohalines (coeficient de qualitat = 8), de salobroses-dolces permanents (coeficient de qualitat = 6) i de temporànies (coeficient de qualitat = 6); c) Cletocamptus, gènere indicador de zones humides talassohalines (coeficient de qualitat = 7), autora de la fotografia Sandra Brucet Balmaña.

El nivell de resolució taxonòmica proposat per als microcrustacis és el de gènere (a excepció dels gèneres Moina i Daphnia que ha de ser d'espècie) (Fig. 5.23), ja que una menor resolució taxonòmica no va permetre d’obtenir resultats satisfactoris (Boix et al., 2004). Pel que fa a l'estimació de la riquesa es va optar per una resolució que fos assumible, és a dir, amb un nivell baix de dificultat taxonòmica. Així, la resta de macrocrustacis també ha de ser determinada a nivell de gènere, mentre que els estadis immadurs d'insectes ho han de ser a nivell de família, nivell que utilitzen índexs biològics d'ampli ús per a determinar la qualitat de l'aigua de sistemes lòtics (National Water Council, 1981; De Pauw & Vanhooren, 1983; Ghetti, 1986; Chessman, 1995; Prat et al., 1999; Benito & Puig, 1999). El menor nombre de famílies d'insectes en zones humides respecte als rius fa aconsellable que la proposta requereixi d'una resolució taxonòmica de gènere pel que fa als coleòpters i heteròpters adults (King & Richardson 2002).

5.4.2.4.3 Índex de qualitat de l’aigua:QAELS

L'índex QAELS (el nom correspon a l'acrònim de “Qualitat de l'Aigua d'Ecosistemes Lenítics Soms”) s'obté a partir de dues mesures: la primera és una mesura de la sensibilitat dels taxons a la qualitat de l'aigua (ACCO), i la segona és una mesura de la riquesa de taxons (RIC). Els noms d'ambdues mesures, ACCO i RIC, corresponen als acrònims "Abundància de Cladòcers, Copèpodes i Ostracodes" i "Riquesa d'Insectes i Crustacis", respectivament. El valor del QAELS s'obté a partir de la següent equació:

El càlcul del valor del RIC és la suma del nombre de gèneres de crustacis (micro i macrocrustacis), del nombre de gèneres de coleòpters i heteròpters adults i del nombre de famílies d'estadis immadurs d'insectes (nimfes, larves i pupes). Per altra banda, l'ACCO es calcula a partir de les abundàncies relatives dels taxons de microcrustacis presents i dels corresponents coeficients de qualitat (figuren en l'Annex I), determinats a partir d’anàlisi canòniques de correspondències parcials (Boix et al., 2004) seguint la filosofia de l'índex dels Saprobis de Pantle & Buck (1955) o l'índex de Qualitat del Bentos de Wiederholm (1980), i es calcula segons l'equació:

        

on:

 i        = cada taxó amb un pes >1% en l’anàlisi (= taxó indicador)

 j        = nombre de taxons  indicadors

 ni      = abundància relativa del taxó i

 Ni     = abundància del taxó i

 Ntot  = suma de les abundàncies dels taxons indicadors

 ki      = coeficient de qualitat

S'ha desenvolupat un ACCO diferent per a cada tipologia de zona humida, a excepció de les aigües atalassohalines, ja que la seva baixa representació a Catalunya no n’ha permès l’elaboració.

Per a l'aplicació de l'índex QAELS, cal tenir en compte diversos aspectes pel que fa al mostreig. Aquest es realitza amb un salabre de 250 µm de porus de malla. Els punts de mostreig han de ser els litorals de les llacunes i a prop del substrat (s’ha d'evitar mostrejar la part central de les llacunes i únicament la columna d’aigua). Per a l’índex ACCO es realitzen 20 cops de salabre tenint cura de mostrejar els diferents microambients presents en el punt de mostreig (p.ex. aigües lliures, entre la vegetació submergida i surant, entre els helòfits, etc.). Per l’índex RIC es recullen els insectes i crustacis capturats en els cops de salabre realitzats per a l’índex ACCO. Per tal d’obtenir una millor representació dels taxons presents de macroinvertebrats, es realitzaran fins a dues passades de més de 20 cops de salabre, si cal, fins que no aparegui cap més taxó nou. El nombre de taxons de microcrustacis es determinarà a partir dels primers 20 cops de salabres realitzats per a calcular l’índex ACCO.

Als valors numèrics de l’índex QAELS se’ls assigna una categoria de qualitat de l'aigua seguint la proposta metodològica de la Directiva Europea (2000/60/EC):

Qualitat de l’aigua

Valor de l’índex

I                MOLT BO

 QAELS ≥ 8

II               BO

6 ≤ QAELS < 8

III              MEDIOCRE

4 ≤ QAELS < 6

IV              DEFICIENT

2 ≤ QAELS < 4

   

5.4.2.4.4. Mesura de la pressió antròpica en ecosistemes lenítics soms en base a la morfologia de la cubeta, usos del sòl i vegetació.

La qualitat de l’aigua no posa de manifest l’estat d’artificialitat i de pèrdua de valor natural en el que es troben moltes de les masses d’aigua de Catalunya. Així, per exemple, moltes llacunes que contenen aigua d’una qualitat important han patit greus alteracions de la riba o bé s’han vist envoltades d’infrastructures com ara vivendes o carreteres sense que la qualitat hagi canviat de manera important. Fins i tot, basses artificials que tenen un ús de reg poden contenir aigua d’una qualitat alta malgrat que el valor natural és baix. De la mateixa manera, sistemes que encara mantenen cert grau de naturalitat es veuen sotmesos a contaminacions agràries o ramaderes que comporten una baixa qualitat de l’aigua.Aquesta doble percepció de la qualitat ambiental dels sistemes lenítics fa considerar la necessitat d’avaluar qualitat de l’aigua i estat de conservació per separat. Per tal de valorar l’estat de conservació dels sistemes enfront de la pressió antròpica s’ha de considerar alteracions geomorfològiques, hidrològiques, usos del sòl (tant de l’entorn com de la mateixa cubeta de la llacuna), i estat de les comunitats vegetals.

Els índexs biològics s'han desenvolupat principalment per a establir la qualitat de l'aigua. Hi ha, però, algunes aproximacions que inclouen altres aspectes com ara l'ús del sòl, la morfologia de la cubeta, l'estructura de la vegetació o les activitats humanes, etc. (p.ex. Bartoldus, 1999; Moss et al., 2003; Fennessy et al., 2004).

 - Índex ECELS (Estat de Conservació d’Ecosistemes Lenítics Soms)

S’ha proposat un índex per a l’avaluació de l’estat de conservació dels ecosistemes lenítics soms (índex ECELS) que valora en quines condicions es troba l’ecosistema en el seu conjunt, al marge de la qualitat de les seves aigües. Aquest índex segueix una metodologia similar a d'altres propostes elaborades per a sistemes lòtics com són l'índex RCE (Petersen, 1992) o l'índex QBR (Munné et al., 2003). L’índex s’estructura en cinc blocs, cada un dels quals analitza un aspecte independent de l’estat de conservació d’un aiguamoll. Cada bloc es composa d'una o diverses seccions amb opcions excloents que donen una puntuació a cada bloc (només es pot escollir una resposta per secció). Alhora, cada bloc té uns moduladors que valoren particularitats addicionals dels blocs i a on es poden escollir diverses opcions, les quals poden tant restar com sumar punts. L’índex ECELS es calcula sumant la puntuació de cadascun dels blocs, considerant que cap bloc no pot sumar més del seu màxim ni menys de 0. Així, l’índex pot variar de 0 a 100 (vegeu Annex II).

Per a aconseguir una avaluació global de l’estat de conservació de l’aiguamoll cal tenir en compte la mida del mateix. Així per llacunes de menys de 0.5 ha es proposa la realització de l’índex ECELS des d’1 únic punt, per aiguamolls d’entre 0.5 i 5 ha es proposen 2 punts, mentre que per aiguamolls de més de 5 ha seria necessària la realització de l’índex com a mínim en 3 punts. En el cas d’haver de realitzar més d’un punt per aiguamoll, s’ha d’intentar distribuir equitativament els punts a l’entorn de l’aiguamoll. El valor de l’índex ECELS per l’aiguamoll serà la mediana.

L’època més adient per a la realització de la valoració mitjançant l’ECELS és la primavera i, preferiblement, la segona meitat d’aquesta, ja que és el moment idoni per a valorar aspectes de la vegetació que es contemplen en aquest índex. Si es tracta d’un conjunt de masses d’aigua que poden estar connectades, però que queden aïllades almenys durant tot l’estiu, cal repetir la valoració per a cada massa d’aigua per separat. Per altra banda s’ha de considerar que en determinades situacions hidrològiques no és adequat realitzar la valoració de l’índex ECELS. Així, les situacions d’inundació en què diverses masses d’aigua comparteixen una làmina d’aigua, o bé les situacions d’assecatge on les llacunes temporànies o fluctuants tenen la làmina d’aigua molt allunyada del litoral de la mateixa llacuna.

Als valors numèrics de l’índex ECELS se’ls assigna a una categoria d’estat de conservació seguint la proposta metodològica de la Directiva Europea (2000/60/EC):

Estat de Conservació

Valor de l’índex

I     MOLT BO

ECELS ≥90

II    BO

70 ≤ ECELS < 89

III   MEDIOCRE

50 ≤ ECELS < 69

IV  DEFICIENT

30 ≤ ECELS < 49

V   DOLENT

ECELS < 30

   

5.4.2.4.5 Estat ecològic i condicions de referència

La Directiva Europea (2000/60/EC) estableix la necessitat de definir les diferents tipologies d’ecosistemes aquàtics existents (en aquest cas ecosistemes lenítics soms) i establir les condicions de referència per a cada tipologia. Les diferents tipologies existents a Catalunya queden ben establertes en funció de característiques no relacionades amb la qualitat de l’aigua, com la salinitat i la durada de la inundació (Figura 2). Pel que fa a les condicions de referència, és difícil trobar ambients lenítics soms en els quals no hi hagi hagut cap modificació i que es puguin considerar com a no pertorbats, de manera que s’ha de determinar les condicions de referència en funció de valors potencials per a establir l’estat ecològic. Aquestes són:

  • L’origen de la llacuna és natural.
  • Els voltants de la llacuna no estan tancats per motes, de manera que no es limita o canalitza ni l’entrada ni la sortida d’aigua. En augmentar el nivell de l’aigua, la superfície inundada de la llacuna pot expandir-se inundant els terrenys adjacents sense que hi hagi una limitació important a aquesta expansió.
  • La hidrologia depèn principalment de pertorbacions hídriques naturals, com temporals de mar, precipitacions, o pujades del nivell freàtic. Alhora, no està afectada per aportacions d’aigua controlades o alterades per l’home. No hi ha aportacions d’aigua i de nutrients per canals d’escorrentia que provinguin de l’ús urbà, industrial o agrícola. Tampoc hi ha d’haver extraccions d’aigua per a qualsevol ús. El nivell d'aigua no es manté artificialment, de manera que durant l'estiatge es poden produir episodis d'assecatge.
  • No es produeixen mai episodis d’hipertròfia en els moments de mínim volum d’aigua o previs a la dessecació de la llacuna. Malgrat que puguin produir-se baixades importants de la concentració d’oxigen, mai provoquen la desaparició de la comunitat típica de la llacuna i la seva substitució per una comunitat típica de condicions anòxiques.
  • No hi ha presència ni de fauna ni de flora al·lòctones.
  • Presenta una composició i estructura de la comunitat vegetal característica pel tipus de llacuna.
  • Donades les característiques fluctuants d’aquests ambients, no s’estableixen restriccions ni a la salinitat, ni a la concentració de nutrients, ni a l’assecatge natural.

Per tal d’establir l’estat ecològic, es proposa combinar el valor obtingut per a la qualitat de l’aigua (índex QAELS) amb el valor de l’estat de conservació (índex ECELS) d’una massa d’aigua. A la Taula 5.28 consten els valors d’estat ecològic que s’atorgarien a una massa d’aigua en funció d’aquests dos índexs. La matriu per a  obtenir “l’estat ecològic” a partir dels índexs QAELS i ECELS és simètrica (dóna la mateixa importància a ambdós índexs) i el valor més negatiu dels dos índexs predomina a l’hora d’establir l’estat ecològic.Taula 5.28. Establiment de l’estat ecològic mitjançant la informació aportada per l’índex QAELS (avaluador de la qualitat de l’aigua) i l’índex ECELS (avaluador de l’estat de conservació de la massa d’aigua).

Taula 5.28. Establiment de l’estat ecològic mitjançant la informació aportada per l’índex QAELS (avaluador de la qualitat de l’aigua) i l’índex ECELS (avaluador de l’estat de conservació de la massa d’aigua).

5.5. RISC D’UTILITZACIÓ DE L’AIGUA REGENERADA

Dues de les preocupacions ciutadanes més difoses actualment conflueixen en la pràctica de la reutilització de les aigües residuals: la conservació del medi i la seva sostenibilitat d’una banda, i la garantia per a la protecció de la salut de l’altra.

Cal dir que totes les activitats humanes, fins i tot les relacionades amb la conservació del medi, poden ser perilloses, i per tant poden comportar un risc. En aquest sentit, es té la certesa cada cop més ferma que la presa de decisions orientades cap a la protecció del medi i de la salut pública cal articular-la seguint el procediment d’anàlisi de riscos, que consta de tres components fonamentals: avaluació, gestió i comunicació sobre el risc.

L’avaluació del risc té com a finalitat d’identificar i valorar, qualitativament i quantitativa, els perills (propietats o agents biològics, químics o físics, que poden provocar un efecte nociu sanitari o ambiental) i caracteritzar el risc (probabilitat d’un efecte nociu i de la seva gravetat com a conseqüència d’un perill).

L’avaluació del risc és un procediment sistemàtic per a identificar les conseqüències indesitjables potencials d'una activitat i estimar la probabilitat que es produeixin. Consta de quatre etapes:

  • identificació del perill,
  • quantificació dosi-resposta,
  • valoració de l’exposició, i
  • estimació del risc

El resultat final ha de ser una declaració qualitativa i quantitativa dels efectes esperats sobre la salut  o sobre el medi.

La gestió del risc busca evitar o minimitzar un risc sanitari o ambiental, seleccionant i aplicant les mesures de prevenció i control més apropiades, a més de les reglamentàries. Les mesures de reducció del risc que s’apliquen són el resultat d’anàlisi cost-benefici i d'estudis d'eficàcia i d’impacte econòmic i social de les diferents opcions possibles. Aquestes mesures s'han d'avaluar, mantenir o modificar d'acord amb els avenços científics que es produeixin.

Per últim, la comunicació sobre el risc és l’intercanvi d’informació i d’opinions, relacionades amb els perills i els riscos, entre

  • les persones encarregades de l’avaluació,
  • les persones encarregades de la gestió,
  • la població general, consumidora de productes, o usuària de serveis (en el nostre cas en relació amb l’aigua residual),
  • també en el cas que ens ocupa, les persones que representin els responsables del tractament, regeneració i aplicació de les aigües residuals,
  • la comunitat acadèmica, i
  • altres parts interessades.

La comunicació comprèn l'explicació dels resultats de l'avaluació del risc i dels fonaments de les decisions preses en el marc de la gestió del risc.

Assumint que en qualsevol activitat el risc zero no existeix, és important dedicar tots els esforços a la gestió del risc. Per assolir aquest objectiu cal la intervenció de les diferents parts implicades. Fent l’aplicació a la depuració i regeneració d’aigües, hem de parlar de:

Administracions competents:

  • Desenvolupament d’una normativa de qualitat de l’aigua regenerada que determini la seva aptitud per a la reutilització en funció dels usos previstos, fonamentada en l’avaluació del risc i, en el supòsit que els coneixements científics no permetin provar o demostrar els efectes perjudicials, basada en el principi de precaució.
  • Planificació de la regeneració i reutilització.
  • Programes de control amb la finalitat de comprovar l'adequació dels productes, les activitats i els serveis a les normes (inspecció, presa de mostres, anàlisis de laboratori, revisió documental i verificació dels autocontrols, entre d’altres).
  • Foment de l’educació sanitària i ambiental.

Responsables del tractament i regeneració de les aigües residuals:

  • Implantació de bones pràctiques de producció i aplicació (disseny correcte i adequat de les instal·lacions, elecció de la millor tecnologia, selecció de proveïdors, garantia de capacitació, instrucció i control sanitari del personal, definició de procediments de treball i registre d’activitats )
  • Aplicació sistemàtica d’autocontrols per a assegurar que la producció i aplicació d’aigües depurades es fan amb les màximes garanties de seguretat.
  • Difusió de la informació, tot seguint les polítiques marcades per la Unió Europea.

Dins el marc indicat, una eina per establir procediments d'autocontrol eficaços és la utilització del sistema d’Anàlisi de Perills i de Punts Crítics de Control (APPCC, en anglès HACCP), el qual, amb fonaments científics i caràcter sistemàtic, permet d’identificar perills específics i establir mesures per al seu control. El sistema es centra en la prevenció, en lloc de basar-se principalment en assaigs de producte final. El sistema APPCC es una eina que ha d’adaptar-se permanentment a les modificacions en el disseny de l’equip o de les instal·lacions, o als canvis en els procediments de producció o aplicació.

El sistema APPCC pot aplicar-se en tota la cadena de reutilització, des de la producció d’aigua depurada fins als productes finals (vegetals regats, per exemple) o més enllà; i, a més de millorar la seguretat, pot oferir altres avantatges significatius com són la facilitat d’inspecció (una altra mesura de gestió del risc) i l’augment de la confiança de la població.

Els conceptes en què es basa actualment l’APPCC foren originats a principis dels anys setanta, als USA, per la NASA (National Aeronautics and Space Administration), els laboratoris de l’exèrcit a Natik i la Companyia Pillsbury. Davant la impossibilitat d’assegurar amb els mètodes tradicionals d’inspecció i anàlisi que els aliments dels astronautes estiguessin lliures de contaminació, es dissenyà un sistema basat en observar en cada etapa del procés allò que podia fallar i en investigar-ne les causes i els efectes més probables; a fi d’establir els mecanismes de control adients. El sistema ha tingut diverses revisions i ara com ara, les autoritats sanitàries de molts països recomanen, o fins i tot exigeixen, la seva implantació.

El sistema APPCC consisteix en l’aplicació dels següents principis:

  • Anàlisi de perills (procés de recopilació i avaluació d’informació sobre els perills i les condicions que els originen per a decidir quins són importants).
  • Determinació dels punts crítics de control - PCC (procés o fase en el que es pot aplicar un control i que és essencial per a prevenir o eliminar el perill o per a reduir-lo a un nivell acceptable).
  • Establiment de límits crítics (criteri que diferencia l’acceptabilitat o inacceptabilitat del procés en una determinada fase).
  • Establiment d’un sistema de vigilància dels PCC (seqüències planificades d’observacions o mesures de paràmetres de control per a avaluar si un PCC està sota control).
  • Establiment de les mesures correctores que cal adoptar quan la vigilància indica que un PCC no està controlat.
  • Establiment de procediments de comprovació per a confirmar que el sistema APPCC funciona eficaçment.
  • Establiment d’un sistema de documentació sobre els procediments i els registres emprats.

L’aplicació pràctica consta de les següents operacions:

  • Formació d’un equip d’APPCC.
  • Descripció del producte.
  • Determinació de l’ús a què serà destinat.
  • Elaboració d’un diagrama de flux de “fabricació i distribució”.
  • Confirmació “in situ” del diagrama de flux.
  • Enumeració dels possibles riscs de cada fase (anàlisi de perills i estudi de les mesures per a controlar-los).
  • Determinació dels PCC.
  • Establiment dels límits crítics.
  • Establiment d’un sistema de vigilància per a cada PCC.
  • Establiment de mesures correctores.
  • Establiment de procediments de comprovació.
  • Establiment d’un sistema de documentació i registre.

5.5.1. Usuaris

La definició d’usuari de l’aigua regenerada es pot plantejar principalment des de dos punts de vista: legal i quantitatiu.

Des del punt de vista legal, ens caldrà inicialment considerar quin és el marc legal en què ens estem movent. Acaba d’aprovar-se el RD 1620/2007, del 8 de desembre, que desenvolupa el marc legal sobre la reutilització a Espanya. Aquest RD ha reduït els antics 14 usos especificats en l’esborrany del RD de reutilització del 1999, que s’agruparan en 5 grans tipus (vegeu la Taula 5.9).

Cal dir que no es consideren els usos potables, ja que la Llei ho prohibeix excepte en casos d’emergència.

De forma similar, el Document de l’Agència Catalana de l’Aigua (2003), estableix cinc usos, que corresponen pràcticament als anteriors, tal com es veu a la Taula 5.29.

Taula 5.29. Tipus d’aigua regenerada segons la seva qualitat i els usos associats.

Tipus

Usos associats

A

Recàrrega d’aqüífers per injecció.

Recàrrega d’aqüífers per percolació.

B

Usos Municipals/Camps de Golf.

Cultius d’hivernacle.

Cultius de consum en cru/altres cultius per aspersió.

Masses d’aigua d’accés públic (no bany).

C

Pastures animals llet/carn.

Cultius de conserva/consum no cru/fruiters no aspersió.

Aqüicultura.

Masses d’aigua d’accés no públic.

D

Cultius industrials/farratges ensitjats/cereals/oleaginoses.

Refrigeració indústria no alimentària.

E

Boscs/zones verdes no públic.

   

En el nostre país, I'ús principal de l'aigua regenerada és agrícola, ja sigui per a conreus no excessivament exigents pel que fa a la qualitat sanitària de l'aigua, com per a usos en terrenys de lleure en què se'n requereixin grans volums. D’altres usos seran principalment industrials i de lleure, a banda de la recàrrega d’aqüífers. S’estan considerant actualment altres usos més problemàtics pel que fa al risc, com són la recàrrega d’aigües residuals o el reg de conreus amb “perill sanitari” més evident.

A partir d’aquí podem indicar que trobarem teòricament usuaris institucionals grans i petits (Administracions: Ajuntaments, Diputacions, Administracions de l’Aigua), usuaris associats (Comunitats de Regants, Cooperatives) i usuaris individuals, grans o petits (agricultors, aqüicultors, empreses privades).

Aquesta classificació pot tenir importància en el moment d’exigir controls i responsabilitats, ja que la capacitat de gestió pot ser molt diferent segons els casos, principalment pel potencial econòmic.

5.5.2. La planificació

Fora desitjable que qualsevol actuació de regeneració i reutilització d’aigües residuals anés precedida d’una planificació curosa, que permetés ja en una fase inicial, prèvia a la decisió, de determinar si la reutilització d’aigües residuals és o no viable des dels diferents punts de vista necessaris. En aquest sentit cal plantejar una sèrie de condicionants inicials, que podem descriure com a (Brissaud et al., no publicat):

  • manca d’aigua.
  • voluntat política.
  • demanda ecològica/millores ambientals.
  • beneficis secundaris esperats.
  • necessitat de reemplaçar altres fonts d’aigua.
  • voluntat de tractar de manera sustentable/natural l’aigua residual.
  • necessitat de millorar el desenvolupament econòmic.
  • capacitat tecnològica i econòmica de mantenir i gestionar les eines de regeneració i limitar els perills sanitaris fins a un cert nivell.

Això no obstant, si el projecte es duu a terme, i això sovint es fa sense planificació, s’ha d’inscriure en un marc prou ampli tal com es descriu en la Taula 5.30.

Taula 5.30. Punts que cal considerar en un projecte de reutilització. Modificat de Lazarova et al. (1998), Lazarova et al. (2001), i Xu et al. (2001).

Punts rellevants

Descripció

Comentaris

Gestió global dels recursos d’aigua, incloent-hi l’aigua regenerada

Integració de la regeneració i reutilització en els Plans Directors de l’Aigua.

Necessita eines adients: models integrats tècnics-econòmics, i eines de suport a la decisió. Es comparen diversos escenaris.

Capacitat tecnològica

Capacitat de poder tenir qualsevol qualitat d’aigua demanada pels usuaris i que compleixi amb les especificacions legals o recomanades.

Poden aplicar-se tecnologies extensives o intensives, segons les condicions del projecte. La operació, el manteniment i la fiabilitat fan que la decisió sobre la MTA sigui molt important.

MTA o MTD (BAT)

Millor Tecnologia a l’Abast (Disponible) per a les condicions específiques del projecte (Best Available Technology).

Cal considerar tots els factors per prendre la decisió final de la tecnologia a emprar.

Fiabilitat de funcionament

Nivells alts/molt alts de fiabilitat operacional.

Cal considerar tots els components del projecte de reutilització (p.ex..: sistema de regeneració, sistemes d’emmagatzematge, xarxes de distribució i sistemes d’aplicació).

Implicacions socials i culturals de la reutilització 

Coneixement de les implicacions socials i culturals del lloc de reutilització.

Determinen l’acceptació, viabilitat i sostenibilitat dels projectes de reutilització .

Acceptació del risc

Els resultats de l’anàlisi del risc s’han de fer públics, segons les polítiques de la UE.

El risc zero no existeix. La implantació de normatives garanteix que s’obté un nivell de risc acceptable.

Marc de regulació

Es necessiten estàndards clars, lògics i fiables. Calen eines addicionals, com són les Bones Pràctiques de Reutilització (BPR), que han de tenir també suport legal. 

Essencials pel desenvolupament i acceptació de la reutilització.

Viabilitat econòmica

Capacitat de competir amb èxit en el mercat o amb d’altres esquemes alternatius d’abastament d’aigua.

Els càlculs inicials s’han de fer considerant costos reals dels processos (incloent-hi inversions, operació i manteniment, autocontrol, …).

     

Algunes experiències dels darrers anys ens han demostrat que cal procedir de forma lògica i seqüencial en els projectes de regeneració i reutilització, per exemple garantint que hi haurà usuaris disposats a fer servir l’aigua residual abans d’emprendre la construcció dels sistemes de regeneració.

5.5.3 Anàlisi del risc en reutilització

En el moment en que ens plantegem dur a la pràctica el que s’ha demanat per a l’anàlisi del risc, hem d’adaptar les eines descrites a la regeneració i reutilització d’aigües.

Molt específicament, l’anàlisi del risc en reutilització inclou, entre d’altres menys importants inicialment, els apartats següents, agafant com a exemple l’anàlisi del risc sanitari:

  • Identificació del(s) factor(s) de perill: determinació dels agents biològics, físics i químics que poden causar efectes nocius per a la salut i que poden estar presents en l’aigua regenerada.
  • Caracterització del factor de perill: avaluació qualitativa i/o quantitativa de la naturalesa dels efectes nocius per a la salut  relacionats amb agents biològics, físics i químics que poden estar presents en l’aigua regenerada.
  • Determinació de l’exposició: avaluació de la relació dosi-resposta.
  • Determinació de la relació entre la magnitud de l’exposició (dosi) a un agent químic i biològic, i la gravetat i/o freqüència dels efectes nocius per a la salut relacionats amb ell (resposta).
  • Avaluació de l’exposició: avaluació quantitativa i/o qualitativa de la ingestió probable d’agents biològics i químics a través de l’aigua regenerada, així com, en cas necessari, de les exposicions que deriven d’altres fonts.
  • Caracterització del risc: estimació qualitativa i/o quantitativa de la probabilitat que es produeixi un efecte nociu, conegut o potencial, i de la seva gravetat per a la salut d’una determinada població, basada en la determinació del perill, la seva caracterització i l’avaluació de l’exposició.

5.5.3.1 Anàlisi de Perills i Punts de Control Crítics (APPCC)

Recordem que les empreses que s’encarreguin de la producció d’aigua regenerada hauran de garantir als usuaris finals i a l’Administració la gestió segura d’aquest producte. Tal com ja hem dit, l’eina òptima per a fer això és el sistema d’Anàlisi de Perills i Punts de Control Crítics (APPCC), aplicant específicament els 7 principis (vegeu la Taula 5.31) bàsics que s’han de seguir de manera ordenada i sistemàtica per a obtenir els resultats desitjats. Abans de començar a aplicar aquests 7 principis APPCC establerts pel Codex Alimentarius en 1997, són necessàries una preparació i planificació adients. És fonamental que els responsables, gestors i operaris de les empreses de regeneració i reutilització (i diríem que fins i tot les de depuració i els Ajuntaments que han de controlar els vessaments a la xarxa de clavegueram), entenguin i es comprometin amb les iniciatives que fixa l’APPCC.

Taula 5.31. Principis bàsics per l’aplicació de l’APPCC (Codex Alimentarius, 1997)

1: Anàlisi de Perills

Identificació dels perills (biològics, físics i químics en cada fase del procés de regeneració i reutilització), així com determinació del risc (probabilitat de presentació) i identificació de les accions preventives pel control.

2: Determinació dels Punts de Control Crítics (PCC)

Procés o fase en què es pot aplicar un control i que és essencial per a prevenir o eliminar el perill o per a reduir-lo a un nivell acceptable. L’objectiu és l’eliminació de perills o reduir-ne al mínim la possible ocurrència o risc.

3: Procés de fixar els límits crítics

L’objectiu és assegurar que cada PCC està sota control, per la qual cosa cal conèixer els límits a partir dels que hi ha “descontrol”.

4: Sistema de vigilància o seguiment

L’objectiu és assegurar el control dels PCC mitjançant proves o observacions programades. A partir dels resultats de la vigilància s’establirà el procediment per ajustar el procés i mantenir el control

5: Establiment d’accions correctores

Descripció de les accions necessàries per a redirigir el procés sota control i de les accions a realitzar amb l’aigua regenerada mentre el procés ha estat fora de control.

6: Procediments per a la verificació

Aplicació dels punts anteriors, incloent-hi proves suplementàries per a confirmar que el sistema HACCP està funcionant amb eficàcia.

7: Establir la documentació pertinent per a tots els procediments

Guardar registres per a demostrar que l’APPCC funciona sota control i que s’han realitzat les accions correctores adequades quan ha existit una desviació dels límits crítics. Això demostra de manera fefaent una producció d’aigua regenerada segura.

 

Fent també l’aplicació pràctica trobarem que és necessari executar les tasques que s’indiquen a continuació:

1. Definir l’àmbit d’estudi del projecte/procés de reutilització

- Part del procés de tractament on s’aplicarà.

- Tipus de risc o perills que es pretén estudiar.

2. Selecció de l’equip de treball

- Equip pluridisciplinar, ja que en la seguretat hi influeixen totes les activitats relacionades amb regeneració i reutilització.

- Els integrants han d’aportar informació i experiència.

- Coordinador.

- Eventualment, un consultor extern.

3. Descripció de l’aigua residual

- Preparar una descripció completa de les característiques de l’aigua residual i regenerada (característiques físico-químiques, microbiològiques, cabal d’entrada, garantia de subministrament de l’aigua regenerada...).

4. Utilització prevista de l’aigua  regenerada

-  Identificació del grup d’usuaris o consumidors.

-  Determinació dels possibles ús i mal ús.

-  Determinació del maneig.

5. Diagrama de flux

-  Elaborar un diagrama o uns diagrames de flux representatiu(s) de totes les fases de l’àmbit d’anàlisi.

-  Obtenir dades tècniques de totes les etapes del procés.

6. Confirmació del diagrama

- Comprovació in situ del diagrama amb totes les operacions del processat i durant totes les hores de fabricació. Efectuar les correccions necessàries.

Per a obtenir una implantació efectiva i eficient del APPCC és necessari un sistema documentat. La documentació ha d’incloure: els procediments que descriuen el sistema APPCC, les dades utilitzades com a referència per al propi anàlisi, els informes o actes produïts en les reunions de grup, els procediments de vigilància i els registres, els registres de la identificació dels PCC, els registres de vigilància dels PCC signats i datats per la persona responsable, els registres de les desviacions i de les accions correctores, i els informes d’auditories.

5.5.4 Esquemes

Tal i com acabem d’indicar, és fonamental establir uns esquemes o diagrames de flux que permetin emmarcar la regeneració i reutilització en un projecte determinat. Un cop estudiat en detall tot això, sembla oportú definir tres tipus de PCC; els sanitaris, els tècnics i els ecològics (Fig. 5.24). La justificació és la necessitat de separar per a un estudi més detallat i abastable els tres grans eixos que haurien d’incidir en un projecte de regeneració i reutilització.

D’una part, l’aspecte sanitari, que és bàsic i així ho han entès des de sempre les Administracions relacionades amb la reutilització, fins i tot fixant (a Espanya i fins ara) un informe vinculant de les Autoritats Sanitàries. Els paràmetres relacionats amb la salut pública apareixen aquí com a eines de control.

Segonament, la tècnica (o tecnologia) és bàsica per a garantir la qualitat. La selecció de la MTD, com ja hem indicat és fonamental. Encara que algunes normatives o recomanacions fixin el tipus de tractament, això limita les possibilitats d’elecció i de vegades atempta directament contra la viabilitat econòmica d’un projecte.

Com a tercer punt, la relació amb l’ambient és indissoluble de la reutilització; sigui perquè l’aigua regenerada s’aplica al medi o perquè no s’aplica a ambients determinats (per exemple es limita l’abocament a rius), els PCC ambientals són necessaris.

Figura 5.24. Diagrama de flux del tractament, regeneració i reutilització d’aigües residuals urbanes, amb els possibles PCC marcats.

5.5.5 Recomanacions

  • S’haurien de fer reglamentacions fonamentades en l’anàlisi del risc. Només quan les dades disponibles (científiques i tècniques) siguin insuficients i la incertesa ho faci necessari cal utilitzar el principi de precaució.
  • Per a garantir una reutilització segura no n’hi ha prou amb el compliment dels estàndards de qualitat, cal fer més coses.
  • Es recomana als responsables del tractament i regeneració la implantació de bones pràctiques de producció, l’aplicació sistemàtica d’autocontrols i la difusió de la informació als seus clients.
  • Es recomana als responsables de l’aplicació la implantació de bones pràctiques d’aplicació, l’aplicació sistemàtica d’autocontrols i la difusió de la informació.
  • Fora adient educar i formar la població i especialment els usuaris, tot acomplint la política de la Unió Europea

5.6 COSTOS DEL CONTROL D’USOS  AMBIENTALS

Una gestió ben programada de l’aigua regenerada per a usos ambientals ha de tenir en compte certs criteris per a abaratir els costos del control de la qualitat dels indicadors i de l’estat ecològic de la massa d’aigua. En concret tendirà a  reduir els costos a nivell de:

  • Mostreigs, fent servir mètodes que requereixin poques persones i poc temps per punt de mostreig.
  • Mètriques dels bioindicadors que facin servir nivells d’identificació el més grollers possible (classe, ordre, família) o senzillament presència/absència, per tal que no calgui la participació de taxònoms experts en la major part de les tasques de camp o de laboratori.
  • Mètodes de separació de mostres senzills que no precisin la participació d’especialistes i que requereixin poc temps per mostra. 
  • Obtenció de col·leccions de referència dels diferents organismes indicadors, preparades o fetes prèviament per taxònoms experts. Aquest sistema estalvia temps als laboratoris i és més barat que requerir el servei dels taxònoms experts en els diferents grups de bioindicadors per tal d’anar validant les identificacions fetes amb les col·leccions de referència organitzades pels laboratoris mateixos.
  • Fer servir bases de dades històriques institucionals, si existeixen, per tal de reduir l’esforç d’obtenció de dades de les comunitats de referència.
  • Anar reduint la freqüència dels controls de vigilància i operatius, una vegada es coneguin les pautes de variabilitat de la qualitat dels bioindicadors per a les diferents tipologies de masses d’aigua continentals.

L’equip mínim de persones que cal pel mostreig dels diferents indicadors biològics és de 2, ja que és necessària la participació de dos persones en la major part de metodologies i protocols recomanats. A més és el nombre de persones mínim necessari per qüestió de seguretat laboral en feines d’investigació al camp. El mostreig dels peixos, en canvi, precisa d’un nombre mínim de persones més gran, normalment 3,  tant pel mostreig des de barques com pel mostreig amb pesca elèctrica en rius.

En relació amb els costos de personal s’ha de tenir en compte que el cost/hora dels tres nivells de qualificació del personal que pot intervenir en aquests treballs va des d’un mòdul d’1 pels ajudants de laboratori, a un mòdul d’1,4 pels tècnics de nivell mig, fins a un mòdul de 2,1 pels tècnics superiors (experts). De manera que una bona programació de les tasques juntament amb la tria de protocols senzills i la preparació prèvia o contractació de personal tècnic habilitat, però de nivell de qualificació baix, pot permetre estalvis importants en els costos. De fet, els costos inicials dels controls de vigilància es poden reduir gairebé en un 50%.

5.7 BIBLIOGRAFIA

Adamus, P. i Brandt., K. (1990). Impacts on Quality of Inland Wetlands of the United States: A Survey of Indicator Techniques and Applications of Community-level Biomonitoring Data. EPA/600/3-90/073. NTIS No. PB-91113837. U.S. Environmental Protection Agency, Corvallis, OR, USA.

Alonso, M. 1998. Las lagunas de la España peninsular. Limnetica, 15: 1-176.

Asano, T. (1998) Water Reclamation and Reuse. Water Quality Management Library vol. 10. CRC Press, Boca Raton, USA.

Bach, J., García, J., Marquès, E., Moreno-Amich, R., Mujeriego, R., Quintana, X.D. i Salvadó, V. (1998). Seguiment de la qualitat de les aigües a la zona del Parc Natural dels Aiguamolls de l’Alt Empordà. Cd-Rom. Consorci de la Costa Brava, Girona.

Barbour, M. T., Gerritsen, J., Snyder, B. D. i Stribling, J. B. (1999). Rapid bioassessment protocols for use in streams and wadeable rivers: periphyton, benthic macroinvertebrates and fish. 2nd ed. EPA841-B-99-002. U.S. Environmental Protection Agency. Office of Water. Washington.

Bartoldus, C.C. (1999). A Comprehensive Review of Wetland Assessment Procedures: A Guide for Wetland Practitioners. Environmental Concern Inc.: St. Michaels, MD.

Benito, G. i Puig, M.A. (1999). BMWPC un índice biológico para la calidad de las aguas adaptado a las características de los ríos catalanes. Tecnología del Agua, 191: 43-49.

Berzins, B. i Bertilsson, J. (1989). On limnic micro-crustaceans and trophic degree. Hydrobiologia, 185: 95-100.

Biggs, B.J.F. (2000). Eutrophication of streams and rivers: dissolved nutrient-chlorophyll relationships for benthic algae. Journal of The North American Benthological Society 19: 17-31.

Biggs, B.J.F. i Kilroy, C. (2000). Stream periphyton monitoring manual. New Zealand Ministry for the Environment. NIWA. Christchurch.

Boix, D., Gascón, S., Gifre, J., Moreno-Amich, R., Martinoy, M., Quintana, X. i Sala, J. (2004). Caracterització, Regionalització i Elaboració d’eines d’establiment de l’estat ecològic de les zones humides de Catalunya. Agència Catalana de l’Aigua, Generalitat de Catalunya, Barcelona.

Borcard, D., Legendre, P. i Drapeau, P. (1992). Partialling out the spatial component of ecological variation. Ecology 73: 1045-1055.

Britton, R.H. i Podlejski, V.D. (1981). Inventoryand classification of the wetlands of the Camargue (France). Aquatic Botany, 10: 195-228.

Burton, T.M., Uzarski, D.G., Gathman, J.P., Genet, J.A., Keas, B.E. i Stricker, C.A. (1999). Development of a preliminary invertebrate index of biotic integrity for great lakes coastal wetlands of lake Huron. Wetlands, 19(4): 869-882.

Chessman, B.C. (1995). Rapid assessment of rivers using macroinvertebrates: a procedure based on habitat-specific sampling, family level identification and biotic index. Australian Journal of Ecology, 20: 122-129.

Cemagref (1982). Étude des méthodes biologiques d'appreciation quantitative de la qualité des eaux. Agence de l'Eau  Rhone-Méditerranée-Corse: 218 pp.

De Pauw, N. i Vanhooren, N. (1983). Method for biological quality assessment o watercourse in Belgium. Hydrobiologia, 100: 153-168.

Descy, J.P. i Coste, M. (1991). A test of methods for asessing water quality based on diatoms. Ver. Internat. Verein. Limnol. 24: 2112-2116.

Douglas, M.S.V. i Smol, J.P. (1995). Periphytic diatom assemblages from high arctic ponds. Journal of Phycology 31: 60-69.

European Union. (2003). Horizontal Guidance Document on the Role of Wetlands in the Water Framework Directive. European Union.

Eyto, E., Irvine, K., García-Criado, F., Gyllström, M., Jeppensen, E., Kornijow, R., Miracle, M.R., Nykänen, M., Bareiss, C., Cerbin, S., Salujõe, J., Franken, R., Stephens, D. i Moss, B. (2003). The distribution of chydorids (Branchiopoda, Anomopoda) in European shallow lakes and its application to ecological quality monitoring. Archiv für Hydrobiologie, 156: 181-202.

Fano, E.A., Mistri, M. i Rossi, R. (2003). The ecofunctional quality index (EQI): a new tool for assessing lagoonal ecosystem impairment. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 56: 709-716.

Fennessy, M.S., Jacobs, A.D. i Kentula, M.E. (2004). Review of Rapid Methods for Assessing Wetland Condition. EPA/620/R-04/009. U.S. Environmental Protection Agency: Washington DC. 

Furse, M.T., Moss, D., Wright, J.F. i Armitage, P.D. (1987). Freshwater site assessment using multivariate techniques. A: Luff, M. (Ed.). The Use of Invertebrates in Site Assessment for Conservation. Pp. 45-60. University of Newcastle, Newcastle Upon Tyne.

Gannon, J.E. & Stemberger, R.S. 1978. Zooplankton (especially crustaceans and rotifers) as indicators of water quality. Transactions of the American Fisheries Society, 97(1): 16-35.

Ghetti, P.F. (1986). I macroinvertebrati nell’analisi di qualità dei corsi d’acqua. Manuale di applicazione Indice Biotico E.B.I. modificato. Provincia Autonoma de Trento.

Goethals P., Alba-Tercedor J., Dohert A., Friberg N., Timo Muotka i Puig M.A.  (2004). Macrobentos and related stream characteristcs. Sate-of-the-art in data sampling, modelling analysis and application of river habitat modelling. ed. Hary et al.: 37-103. Publicació electrònica ( www.eamn.org).

Hart, C.W. i Fuller, S.L.H. (1974). Pollution ecology of freshwater invertebrates. Academic Press, London. 389 pp.

Hellawell, J.M. (1986) Biological indicator of freshwater pollution and environmental management. Elsevier Science Publ., Barking. 546 pp.

Herricks, E.E.,Cairns, Jr J. (1982).  Biological monitoring, part III – receiving system methodology based on community structure. Water Research 16: 141-153.

Hughes, R.M., Larsen, D.P. i Omernik J.M. (1986). Regional Reference Sites: a Method for Assessing Stream Potentials. Environmental Mangement 10 (5): 629-635.

Kane, D.D. i Culver, D.A. (2003). The Development of a Planktonic Index of Biotic Integrity for the Offshore Waters of Lake Eire. Final Report to the Lake Eire Protection Fund, The Ohio State University.

Kelly, M.G. i Whitton, B.A. (1995). The Trophic diatom index: A new index for monitoring eutrophication in rivers. Journal of Applied Phycology 7: 433-444.

King, R.S. i Richardson, C.J. (2002). Evaluating subsampling approaches and macroinvertebrate taxonomic resolution for wetland bioassessment. Journal of North American Benthological Society, 21(1): 150-171.

Kolkwitz, R. i Marsson, K. (1909). Ökologie der tierischen Saprobien. Beiträge zur Lehre von des biologischen Gewasserbeurteilung. Internationale Revue der gesamten Hydrobiologie und Hydrographie 1: 126-152.

Leira, M. i Sabater, S. (2005). Diatom assemblages distribution in catalan rivers,  NE Spain, in relation to chemical and physiographical factors. Water Research 39: 73-82.

Leland, H.V. i Porter, S.D. (2000). Distribution of benthic algae in the upper Illinois River basin in relation to geology and land use. Freshwater Biology 44: 279-301.

Lillie, R.A., Garrison, P., Dodson, S.I., Bautz, R.A. i LaLiberte, G. (2002). Refinement and expansion of wetland biological indices for Wisconsin. USEPA Report.

Lougheed, V.L. i Chow-Fraser, P. (2002). Development and use of a zooplankton index of wetland quality in the Laurentian Great Lakes basin. Ecological Applications, 12: 474–486.

Margalef, R. (1955). Los organismos indicadores en la Limnología. Min. Agric., Dic.Gral.Montes Caza y Pesca Madrid. 300 pp.

Margalef, R. (1983) Limnología, ed. Omega S.A. Barcelona.1010 pp.

Martínez de Fabricius, A.L., Maidana, N., Gómez, N. i Sabater, S. (2003). Distribution patterns of benthic diatoms in a pampean river exposed to seasonal floods: the Cuarto river (Argentina). Biodiversity and Conservation 34: 321-328

Matveeva, L.K. (1991). Can pelagic rotifers be used as indicators of trophic state? Verhandlungen / Internationale Vereinigung für theoretische und angewandte Limnologie, 24: 2761-2763.

McNaught, D.C. (1975). A hypothesis to explain the succession from calanoids to cladocerans during eutrophication. Verhandlungen / Internationale Vereinigung für theoretische und angewandte Limnologie, 19: 724-731.

Metcalf & Eddy, Inc. 4th ed. (2003)  Wastewater engineering: tractament and reuse. McGraw-Hill series, New York, USA.

Moreno-Amich, R., Quintana, X.D., Suñer, L., Trobajo, R. i Gascón, S. (1999). Dinámica del heleoplancton en relación a las fluctuaciones hidrológicas en “Aiguamolls de l’Empordà” (NE de la Península Ibérica). Propuesta de un método sencillo de monitorización basado en la abundancia de grupos taxonómicos. Limnetica, 16:17-31.

Moss, B., Stephen, D., Álvarez, C., Bécares, E., van de Bund, W., Collings, S.E., van Donk, E., de Eyto, E., Feldmann, T., Fernández-Aláez, C., Fernández-Aláez, M., Franken, R.J.M., García-Criado, F., Gross, E.M., Gyllström, M., Hansson, L.-A., Irvine, K., Järvalt, A., Jensen, J.-P., Jeppesen, E., Kairesalo, T., Kornijów, R., Krause, T., Künnap, H., Laas, A., Lill, E.,  Lorens, B., Luup, H., Miracle, M.R., Nõges, P., Nõges, T., Nykänen, M., Ott, I., Peczula, W., Peeters, E.T.H.M., Phillips, G., Romo, S., Russell, V., Salujõe, J., Scheffer, M., Siewertsen, K., Smal, H., Tesch, C., Timm, H., Tuvikene, L., Tonno, I., Virro, T., Vicente, E. i Wilson, D. (2003). The determination of ecological status in shallow lakes – a tested system (ECOFRAME) for implementation of the European Water Framework Directive. Aquatic Conservation: Marine and Freshwater Ecosystems, 13: 507-549.

Munné, A., Prat, N., Solà, C., Bonada, N. i Rieradevall, M. (2003). A simple field method for assessing the ecological quality of riparian habitat in rivers and streams: QBR index. Aquatic Conservation: Marine and Freshwater Ecosystems, 13: 147-163.

National Water Council (1981). River Quality: the 1980 survey and further outlook. NWC, London.

Norris, R.H. i Georges, A. (1986). Desing and analysis for assessment of water quality, pàgs: 555-572. In: De Decker P. i Williams W.D. eds. Limnology in Australia. Dr. W. Junk, Dordrecht.

Norris, R.H., Hart, B.T., Finalyson, M. i Norris, K.R. (1995).. Use of biota to assess water quality, an International Conference. Australian Journal of Ecology 20 (1): 1-227.

Omernik, J.M. (1985). Aquatic ecoregions of the conterminous United States (text and map). Annals of tha Association of American Geographers.

Omerod, S.J. (2003). Current issues with fish and fisheries: editor’s overview and introduction. Journal of Applied Ecology 40:204-213.

Ovruski, B. (2000). Microbiología Sanitara y Ambiental. En: Sistemas de lagunas de estabilización. Pag.:68-106. Mc Graw Hill. Bogotá.

Pan, Y., Steveson, R. J., Vaithiyanathan, P., Slate, J. i Richardson, C. J. (2000). Changes in algal assemblages along observed and experimental phosphorus gradients in a subtropical wetland, USA. Freshwater Biology 43: 1-15.

Pantle, R. i Buck, H. (1955). Die biologische Uberwachung der Gewasser und die Darstellung der Ergebnisse. Gas Wasserfach,96, 604.

Paterson, M. (1993). The distribution of microcrustacea in the littoral of a freshwater lake. Hydrobiologia, 263: 173-183.

Pennings, S.C., Dan Wall, V., Moore, D.J., Pattanayek, M., Buck, T.L. i Alberts, J.J.  (2002). Assessing salt marsh health: a test of the utility of five potential indicators. Wetlands, 22(2): 405-414.

Petersen, R.C. (1992). The RCE: a Riparian, Channel and Environmental Inventory for small streams in the agricultural landscape. Freshwater Biology, 27: 295-306.

Pont, D., Hugueny, B., Beier, U., Goffaux, D., Melcher, A., Noble, R., Rogers, C., Roset, N. i Schmutz, S. (2006). Assessing river biotic condition at a continental scale: a European approach using functional metrics and fish assemblages. Journal of Applied Ecology 43: 70-80.

Potapova, M.G. i Charles, D.F. (2002). Benthic diatoms in USA rivers: distributions along spatial and environmental gradients. Journal Of Biogeography 29: 167-187.

Prat, N. I  Bonada, N.(eds). (2002). Resultados del proyecto GUADALMED sobre el Estado Ecológico de los ríos Mediterráneos. Limnetica 21 (3-4): 1-204.

Prat, N., González, G. i Millet, X. (1986). Comparación crítica de dos índices de calidad del agua: ISQUA y BILL. Tecnología del Agua. 31: 33-49.

Prat, N., Munné, A., Solà, C., Rieradevall, M., Bonada, N. i Chacón, G. (1999). La qualitat ecològica del Besós i el Llobregat. Informe 1997. Estudis de la qualitat ecològica dels rius, 6. Diputació de Barcelona. 154 p.

Quade, H.W. (1969). Cladoceran faunas associated with aquatic macrophytes in some lakes in northwestern Minnesota. Ecology, 50: 170-179.

Ravera, O. (2000). Ecological monitoring for water body management. Proceedings MTM-III – Ecological monitoring for water body management: 157-167.

Resh, V.H., Myers, M.J. i Hannaford, M.J. (1996), Macroinvertebrates as biotic indicators of environmental quality. Pàgs: 647-667. In Hauer F.R. i Lamberti G.A. (eds). Methods in stream ecology. Academic Press, San Diego.

Richman S. i Dodson S.I. (1983). The effect of food quality on feeding and respiration by Daphnia and Diaptomus. Limnology and Oceanography, 28: 948-956.

Rolauffs, P. (2004). Integration of the saprobic system into the Eurpean Union Water Framework Directive. Hydrobiologia 516:285-298.

Round, F. E. (1981). The ecology of algae. Cambridge University Press. Cambridge.

Sabater, S. (2000). Diatom communities as indicators of environmental stress in the Guadiamar River, S-W. Spain, following a major mine tailings spill. Journal Of Applied Phycology 12: 113-124.

Sabater, S., Guasch, H., Picón, A., Romaní, A. i Muñoz, I. (1996). Using diatom communities  to monitor water quality in a river after the implementation of a sanitation plan.  A: Whitton, B.A. i Rott, E. (Eds.) Use of algae for monitoring rivers. 2nd edition. Institut für Botanik, Innsbruck. Pp. 97-104.

Simon, T.P. (Ed.). (2002). Biological response signatures: indicator patterns using aquatic communities. CRC Press, Boca Raton. 576 pp.

Stemberger, R.S. i Lazorchak, J.M. (1994). Zooplankton assemblage responses to disturbance gradients. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, 51: 2435-2447.

Stevenson, R. J., Bothwell, M. i Lowe, R. L. (eds) (1996). Algal ecology. Freshwater benthic ecosystems. Academic Press. San Diego.

Tachet, H., Richoux, Ph., Bournaud, M. i Usseglio-Polatera, Ph. (2000).  Invertébrés d’eaux douce. Systématique, biologie, écologie. CRN éditions. Paris. 588 pp.

ter Braak, C.J.F. i Verdonschot, P.F.M. (1995). Canonical correspondence analysis and related multivariate methods in aquatic ecology. Aquatic Sciences 57: 255-289.

Tilman, D. i Kilham, S.S. (1976). Phosphate and silicate growth and uptake kinetics of the diatoms Asterionella formosa and Cyclotella meneghiniana in batch and semicontinuous culture. J Phycol 12: 375-383.

Trobajo, R., Quintana, X.D. i Moreno-Amich, R. (2002). Model of alternative predominance of phytoplankton-periphyton-macrophytes in relation to nutrient level in lentic systems in Mediterranean coastal wetlands. Archiv für Hydrobiologie, 154(1): 19-40.

Van Dam, H. i Mertens, A. (1995). Long-term changes of diatoms and chemistry in headwater streams polluted by atmospheric deposition of sulphur and nitrogen compounds. Freshwater Biology 34: 579-600.

Van Tongeren, O.F.R., Van Liere, L., Gulati, R.D., Postema, G. i Boesewinkel-De Bruyn, P.J. (1992). Multivariate analysis of the plankton communities in the Loosdrecht lakes: relationship with the chemical and physical environment. Hydrobiologia, 233: 105-117.

Veraart, J.A. (1999). Selection of bio-indicators to monitor water quality regulation and biodiversity conservation in s'Albufera Natural park, Mallorca. Afstudeerverslag, Leerstoelgroep Milieusysteemanalyse, Leerstoelgroep Aquatische Ecologie en Waterkwaliteitsbeheer, Wageningen Universiteit.

Whilh, J.L. i Dorris, T.C. (1968). Biological parameters of water quality. Bioscience, 18: 477-481.

Whitton, B. A., Rott, E. i Friedrich, G. (eds). (1991). Use of algae for monitoring rivers. STUDIA Studentenförderungs-Ges.m.b.H. Innsbruck.

Wiederholm, T. (1980). Use of benthos in lake monitoring. Journal of the Water Pollution Control Federation, 52: 537–547.

Williams, D.D. i Feltmate, B.W. (1992). Aquatic Insects. CAB Intern., Wollingford. 358 pp.

Wright, J.F., Armitage, P.D., Furse M.T. i Moss D. (1988) A new approach to the biological surveillance of river quality using macroinvertebrates. Verh. Internat. Verein. Limnol. 23, 1548-1552.

Wright, J.F., Sutcliffe, D.W. i Furse M.T. (2000). Assessing the biological quality of fresh waters: RIVPACS and other techniques. FBA ( Freshwater Biological Assiciation), Ambleside. 373 pp.

WHO (2003). State of the art report health risk in aquifer recharge using reclaimed water. Protection of the human environment water, sanitation and health. Geneva. 16-122.

Yates, M. (1992). Biomonitors of environmental contamination. Encyclopedia of Microbiology. Volume I., pp: 321-330.Academic Press, Inc. New York.

Zelinka, M. i Marvan, P. (1961). Zur Präzisierung der biologischen Klassifikation der Reinheit fliessender Gewässer. Arch. Hydrobiol. 57: 389-407.