Agustín P. Monteoliva * y Carlos Muñoz Bellido **

*Biólogo. Consultor de Medio Ambiente, Infraestructura y Ecología, S.L.
**Ingeniero de Caminos, Canales y Puertos, Confederación Hidrográfica del Duero

Descriptores: Embalse, Gestión de calidad de aguas, Integridad ecológica, Eutrofización, Limnología

Introducción

Es bien conocido que los ecosistemas limnéticos reciben y procesan la tensión que se ejerce en el conjunto de la cuenca de drenaje (Margalef, 1983). Tanto el sistema acuático receptor como la cuenca en sí misma (Frisell et al., 1986), se disponen en niveles de organización jerárquica, cuya estructura y funcionalidad responden a determinadas escalas espacio-temporales (Munkittrik, 1995).

Esta organización jerárquica produce una respuesta reguladora ante las tensiones externas, de forma que en cada nivel de organización se genera una nueva salida que repercute en el nivel siguiente. Por lo tanto, se produce una transmisión, previo procesamiento de la tensión de entrada, que genera unos efectos determinados en cada nivel, en lapsos de tiempo y extensiones espaciales congruentes con los procesos determinantes de la respuesta en ese nivel.

A medida que se asciende en la aludida escala jerárquica, se pierde sensibilidad y predictibilidad, pero la respuesta que se obtiene es más integradora y representa en mayor medida el estado real del ecosistema. Así, por ejemplo, la consideración de determinadas comunidades de invertebrados bentónicos permite informar sobre la repercusión global de hitos contaminantes esporádicos que difícilmente serían detectables en determinaciones discretas de parámetros físico-químicos; aun cuando fueran detectables mediante programas de medición en continuo, no informarían sobre los efectos reales sobre el ecosistema de esas tensiones o cargas de estrés.

Sin embargo, la evaluación sistemática del estado de la calidad de las aguas se suele circunscribir a determinados elementos que tienen relevancia a efectos de los usos y explotación del recurso hídrico. Estos elementos no se corresponden necesariamente con niveles de organización en los que los procesos implicados resultan cruciales para entender y, por lo tanto, corregir la respuesta observada.

No obstante, hay que destacar que la legislación ambiental europea está comenzando a incorporar estos conceptos ecosistémicos. Así, por ejemplo, la Propuesta de Directiva Marco sobre la Calidad Ecológica de las Aguas 1 establece en su artículo 4, dedicado a los objetivos ambientales, que "se tratará de prevenir el deterioro del estado ecológico y la contaminación de las aguas superficiales (…) o en el caso de las masas de agua muy modificadas y/o artificiales (embalses) un buen potencial ecológico y un buen estado químico."
En el caso de los embalses, ecosistemas de características intermedias entre un río y un lago, se produce una compartimentación física que incrementa los tiempos de residencia y condiciona las salidas. De esta forma, la impronta que se transmite al río aguas abajo de la presa depende no sólo de las entradas externas al sistema, sino también de las características de estos compartimentos. Dado que se trata de sistemas más controlados que los naturales y cuyas variables físicas son más conocidas, son mayores las posibilidades de entender los procesos en niveles de organización superiores (biológicos y ecosistémicos) y manejar las respuestas que se producen.

Problemática

En un país como España, con más de mil embalses, tiene sumo interés mantener su integridad ecológica, minimizando así los riesgos de colapso (fallos en los mecanismos de amortiguación u homeostáticos) en el propio embalse y en los tramos fluviales de influencia. En este sentido, la eutrofización cultural se sitúa entre las alteraciones más extendidas y más problemáticas en los embalses, considerando además que modifica también la capacidad de respuesta del sistema a otros tipos de contaminación.

La eutrofización es un proceso de enriquecimiento de las aguas en sustancias nutritivas primarias (nitrógeno y fósforo principalmente), que si es excesivo conduce a modificaciones sintomáticas en los ecosistemas acuáticos, tales como un aumento de la producción primaria (pelágica en embalses), y una simplificación de la estructura de las comunidades biológicas del sistema.

La secuencia de cambios que acontecen como respuesta a una carga excesiva de nutrientes comienza con un notable incremento de la productividad primaria. Este incremento es seguido por uno paralelo de los demás niveles tróficos del ecosistema. Como consecuencia, la cantidad de materia orgánica que se genera es mayor y los procesos oxidativos de la misma serán de mayor envergadura.

Si, como sucede en nuestro ámbito geográfico, las capas superficiales de la masa de agua están sometidas a un intenso calentamiento estival que genere una estratificación térmica, la oxidación de los restos orgánicos que se depositan en el fondo de la cubeta y la preponderancia de la respiración sobre la fotosíntesis en las capas profundas pueden acarrear finalmente un estado anóxico del hipolimnion.

Se trata, además, de un proceso con retroalimentación positiva, puesto que, a medida que se incrementan los aportes, el sistema se descompensa, pierde capacidad de asimilación de los mismos y se incrementa la recarga interna desde los sedimentos hacia la columna de agua. Por otro lado, la producción bacteriana se incrementa en profundidad, debido a la proliferación de organismos anaerobios facultativos y estrictos, nitrobacterias y sulfobacterias, en general. Estas últimas generan anhídrido sulfhídrico, un veneno respiratorio para la fauna acuática.

Como consecuencia del incremento del desarrollo algal hay una pérdida de transparencia del agua, que adquiere olores y sabores desagradables y que podría padecer toxicidad por el desarrollo de ciertas cianofíceas. La calidad del agua se ve sensiblemente menguada, lo que dificulta y limita los posibles usos a los que se puede destinar.

La problemática más comúnmente asociada a este proceso, y que repercute en detrimento de las posibilidades y coste de uso del agua, se glosa en el cuadro 1 (Landner, 1976; Vollenweider, R.A., 1989; Margalef, 1983; Odum, 1985).

La eutrofización puede tener un origen natural, proceso lento, aunque algo menos si se dan unas determinadas características geomorfológicas en la cuenca (cuencos poco profundos y rocas no calizas), suelos ricos en nutrientes y climas templados. Sin embargo, el tipo de eutrofización que nos ocupa es la denominada cultural, mucho más rápida y grave que la natural. Las fuentes antrópicas de nutrientes pueden ser puntuales o difusas, y de origen doméstico, industrial, agrícola o ganadero.

Situación actual y tendencias de la eutrofización de embalses en España

En el Libro Blanco del Agua en España (Ministerio de Medio Ambiente, 1998) se resume el estado trófico de los embalses españoles a partir de información obtenida por los reconocimientos limnológicos y estudios de teledetección del CEDEX entre 1990 y 1997.

Se ofrece en dicho documento una panorámica bastante preocupante. Casi el 50% del volumen de agua almacenado en los embalses españoles padece un estado "degradado" (eutrófico o hipereutrófico). Los ámbitos de planificación que presentan una mayor reserva degradada son las cuencas del Tajo (68%), Internas de Cataluña (67%), Galicia Costa (64%) y Duero (57%). En la distribución geográfica de los embalses se aprecia que es en los tramos bajos y medios de los ríos, una vez superadas las grandes concentraciones urbanas, donde la incidencia es mayor. Sin embargo, también habría que considerar en la comparación la capacidad de los sistemas receptores y, en este sentido, el Noroeste español y el Sistema Central tienen una propensión mayor a la eutrofización, puesto que el sustrato silíceo de las cuencas reduce la precipitación de fósforo con calcio y aumenta su tiempo medio de residencia en la columna de agua. También hay que tener en cuenta en la interpretación causal de esta distribución que algunas de las principales ciudades costeras de España vierten directamente al mar (en el mar Mediterráneo, históricamente oligotrófico, la eutrofización ya es también un grave y acuciante problema).

Existen otros antecedentes también válidos en los estudios limnológicos de los embalses españoles, recogidos en Álvarez Cobelas (1991), que concluyen que el 50% de los embalses españoles son eutróficos y el 20% hipereutróficos.

En aquellos en los que se dispone de contrastes recientes se evidencia un empeoramiento progresivo, excepto en los que han alcanzado un umbral asintótico en su grado trófico, determinado por los condicionantes físicos e hidráulicos del sistema. Así por ejemplo, en ocho embalses de la Cuenca Hidrográfica del Duero se ha realizado recientemente un completo estudio de eutrofización (C.H.D., 1997) en el que se ha podido constatar esta tendencia general. En los siete embalses en los que había catalogaciones previas desde 1975, dos han evolucionado de mesotrofia a eutrofia, uno de oligotrofia a mesotrofia, uno de oligotrofia a mesoeutrofia y los demás se han mantenido en lo que parece su umbral máximo (mesotrofia, eutrofia o hipereutrofia, según los casos).

El funcionamiento de los embalses como ecosistemas acuáticos

La estructura física del medio

Los embalses constituyen elementos de retención hídrica en el flujo unidireccional del río y añaden un desarrollo vertical al sistema. A medida que se avanza desde la cola hacia la cabecera (presa), que suele ser el punto de mayor profundidad, se pierden características fluviales y se incrementa la similitud con los lagos. Sin embargo, se mantienen dos diferencias transcendentales con los ambientes lacustres: los tiempos de retención hidráulica son inferiores y las salidas de agua se producen en profundidad, con un desacoplamiento más evidente del régimen hidrológico en la cuenca de drenaje.

Si la profundidad es suficiente, en nuestro ámbito se desarrolla estacionalmente una compartimentación física (estratificación térmica) generada por un gradiente de densidad que implica una diferenciación metabólica del sistema. Quiere esto decir que existen dos zonas claramente diferenciadas y con un comportamiento ecológico divergente:

a. Una zona superior productora (epilimnion) en la que el tiempo de residencia hidráulica, la provisión de nutrimentos y la entrada de energía lumínica son suficientes para generar comunidades fitoplanctónicas de entidad. En esta zona hay una producción neta de materia orgánica y de oxígeno y mantiene intercambios con la atmósfera y con los estratos inferiores.
b. Una zona inferior (hipolimnion) en la que predomina la respiración sobre la producción y en la que se mineraliza materia orgánica con un consumo de oxígeno. Mantiene un contacto activo con los sedimentos y los flujos con el estrato superior (a través de una frontera de máximo gradiente conocida como metalimnion) son predominantemente unidireccionales, en el sentido de la fuerza de la gravedad.

Fig. 1. El embalse de Buergomillodo, en le río duratón, sirve para ilustrar la configuración característica de un embalse que se estratifica en la época estival.
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Esta descripción básica (Fig. 1) presenta en la realidad numerosas modificaciones y situaciones intermedias, pero en los embalses son muy relevantes los flujos hídricos de entrada y salida cuyas características determinan los tiempos de retención en los diferentes compartimentos, la carga de nutrientes que cada uno recibe, su capacidad de asimilación y la carga evacuada. La configuración concreta de esta compartimentación depende también en cada caso de las características morfométricas del cuenco. En el ejemplo de la figura 1 se aprecia una reserva hipolimnética grande en comparación con la capa productora y el ingreso de nutrientes por el tributario principal se produce en la capa profunda.

Interacciones básicas en el sistema

Las comunidades biológicas que se desarrollan en el embalse se superponen a este condicionado abiótico e interaccionan con él, de forma que la resultante de estas interacciones determina la calidad del agua en cada momento del ciclo anual.

Estas biocenosis se organizan en redes alimentarias con una estructura jerárquica en niveles de organización que transitan por una escala temporal definida por sus tiempos de generación y que transcurre, grosso modo, desde horas en las bacterias, pasando por días en el fitoplancton, hasta semanas/meses en los invertebrados y años en los peces. Cada nivel en estas redes integra las tensiones que reciben del entorno, directamente o a través de los demás niveles con los que interactúa. La subsecuente reacción se expresa mediante mecanismos reguladores si no se sobrepasan los umbrales de integridad ecológica; en caso contrario se producen colapsos, como mortandades masivas, pérdidas de especies o, lo que es más grave, de funcionalidad del nivel, lo cual puede acarrear profundas alteraciones en el medio.

Considerando las interacciones directas e indirectas entre niveles, se puede establecer las regulaciones principales de unos niveles sobre otros y determinar aquellas que pueden resultar limitantes. Así resulta posible utilizar este conocimiento para la gestión de la calidad del agua, puesto que cada combinación de factores limitantes favorecerá la proliferación de unas estrategias en detrimento de otras. Los organismos favorecidos modificarán a su vez la combinación vigente de dichos factores, en un proceso dinámico que define la sucesión ecológica en el sistema.

Los ciclos de nutrientes

Los factores potenciales de limitación del crecimiento en cada nivel son diversos (luz, hidrodinámica, nutrientes, depredación) y generalmente varían a lo largo del año. A menudo, durante la primavera tardía y el verano, es la provisión de nutrientes para los productores primarios (fitoplancton en el caso de los embalses) el factor que predomina y define el tipo de comunidad que se asienta, así como los flujos de materia y energía hacia los niveles superiores -proceso conocido como regulación de abajo hacia arriba-.

Fig. 2. En los ciclos de los nutrientes intervienen decisivamente los compartimentos biológicos del embalse (véase explicación en el texto).

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En la figura 2 se representan aquellos compartimentos y flujos que pueden influir más directamente en el estado trófico de las aguas. La carga externa de nutrientes, que pueden ser orgánicos o inorgánicos, procede de los tributarios y de aportes directos por escorrentía y precipitación. Esta carga se reparte y procesa en el embalse principalmente en función de las variables hidrodinámicas y físicas (especialmente la temperatura) y alimenta a la reserva de nutrientes inorgánicos directamente o a través de procesos previos de mineralización.

Esta reserva de nutrientes, en condiciones de intensidad y calidad lumínica (frecuencia fotosintéticamente activa o PAR) suficientes, es utilizada por las algas para su crecimiento.

El compartimento algal interacciona con el resto de las comunidades biológicas del embalse, como se verá más adelante. Tanto el nitrógeno como el carbono inorgánico y el oxígeno tienen una fase atmosférica que, en el primer caso, está mediada por los procesos biológicos de desnitrificación y fijación. Existen, por otra parte, múltiples procesos de retorno a través del reciclaje directo de nutrientes o de degradación y mineralización de los detritos. Estos pasos pueden estar mediados también por los sedimentos, en los que existe una fracción lábil de nutrientes que en determinadas condiciones retorna a la columna de agua.

Cuando es la acción de un nivel superior sobre otro inferior (por ejemplo, el pastoreo del zooplancton sobre el fitoplancton) lo que está limitando el crecimiento poblacional, se habla de regulación de arriba hacia abajo. En la medida en que se conozcan los elementos fundamentales de regulación en cada caso, será posible intervenir mediante medidas que favorezcan aquellos que limiten los procesos que llevan al colapso.

Uno de los elementos más frecuentemente limitante en los embalses es el fósforo, de modo que la introducción de mayores cantidades dispara el crecimiento algal hasta densidades muy elevadas en las que se pueden imponer limitaciones de otros tipos (físicas y/o biológicas).

Las comunidades biológicas

Fitoplancton

En una situación muy característica en los embalses eutrofizados, se inicia en la primavera una sucesión de comunidades de algas dominadas típicamente por diatomeas pennadas que crecen en un medio abundante en recursos nutricios, de modo que se pueden dar en este periodo los máximos anuales de biomasa algal (generalmente estimada mediante la concentración de clorofila a). Estos pulsos son seguidos de fases en las que se eleva la transparencia del agua y abunda el zooplancton herbívoro y que anteceden al crecimiento de las clorofíceas típico del verano temprano, cuando la energía lumínica que entra en el sistema es máxima.
A medida que avanza el verano se puede producir una depleción de nutrientes por el propio consumo algal que favorezca a otros grupos algales, como las diatomeas céntricas, algunos géneros de crisofitas, de desmidiáceas o de clorofíceas coloniales. Dependiendo del grado trófico y de los nutrientes que limiten el crecimiento algal en este periodo, se verán favorecidas diferentes estrategias al final del estiaje, desde cianofíceas fijadoras de nitrógeno a otros tipos de cianofíceas, pasando por dinoflageladas. En realidad, es la combinación de la limitación por la energía y por los recursos la que determina la asociación algal que se verá favorecida en cada momento (Reynolds, 1996).

En los embalses españoles, que abarcan un ámbito biogeográfico de gran amplitud y diversidad, este cuadro simplificado se complica y las asociaciones dominantes en cada caso atienden a tres factores de distribución básicos (Riera et al., 1992):

a. El contenido mineral y la alcalinidad del agua.
b. El estado trófico del embalse.
c. La estabilidad de la columna de agua y el tiempo de residencia del agua.

Las redes alimentarias en los embalses poseen dos componentes claramente diferenciadas (pelágica y bentónica) aunque interconectadas. La interconexión principal se establece mediante la vía detrítica que enriquece los fondos en materia orgánica y que se intensifica con la eutrofización. A esta vía detrítica contribuye en gran medida el plancton, que se constituye en un componente crucial y que además interesa controlar, considerando los efectos perjudiciales de las proliferaciones masivas fitoplanctónicas.

A efectos tróficos, el fitoplancton es el principal, y en muchos embalses casi el único, productor primario del sistema. Sin embargo, la eficiencia y rutas con que esa producción se canaliza a otros componentes de la red alimentaria es muy variable y depende del tamaño y digestibilidad del tipo algal que se vea favorecido por los condicionantes ambientales concurrentes.

En el conjunto del sistema, existen dos vías de consumo principales: ingestión por los consumidores primarios (zooplancton) o evacuación por el emisario. La producción no consumida ni evacuada se incorpora directamente a la vía detrítica que, en gran parte, sedimenta. Durante el proceso de mineralización de este componente detrítico, protagonizado por las comunidades bacterianas del agua 2 y de los sedimentos, se consume oxígeno y se regeneran nutrientes inorgánicos que pasan a disposición de los productores primarios, si se da la necesaria coincidencia espacio-temporal.

Esta coincidencia está determinada por factores hidrodinámicos y de equilibrios químicos de óxido-reducción; así, por ejemplo, si durante el periodo de estratificación se produce un estado de anoxia hipolimnética por una provisión excesiva de materia orgánica en sedimentación desde la zona fótica superior, los equilibrios en los sedimentos se desplazan hacia formas reducidas que previamente han precipitado (principalmente el hierro) con los fosfatos; en estado reducido son solubles y facilitan la reincorporación de los fosfatos a la columna de agua en un proceso conocido como recarga interna de fósforo. Este proceso frustra muy a menudo las expectativas de recuperación de la calidad del agua en los embalses después de haber corregido las cargas externas de fósforo.

Las clasificaciones taxonómicas constituyen un primer y necesario paso en el procesamiento de la información sobre las biocenosis de los embalses, cuando se requiere diagnosticar su estado y marcar unas pautas de gestión de la calidad de las aguas. Sin embargo, es necesario llegar más allá y, para esclarecer el funcionamiento del sistema, hay que asignar las categorías taxonómicas (especies, géneros o familias, según los casos) a grupos funcionales que constituyen nodos básicos en la red alimentaria y/o grupos que representan un proceso crucial para la gestión (por ejemplo, algas tóxicas).

Así, una de las muchas clasificaciones del fitoplancton de embalses que pueden resultar útiles es la que se facilita en el cuadro 2. Los grupos funcionales responden también a criterios ecológicos: óptimos de crecimiento y umbrales de supervivencia según la disponibilidad de recursos nutricios y energéticos.

Zooplancton

Los componentes del zooplancton constituyen una compleja red que típicamente se sostiene directa (pastoreo) o indirectamente (detritofagia) sobre la producción fitoplanctónica en los embalses. Una de las clasificaciones funcionales posibles, elaborada a partir de Armengol (1980), podría ser la que se proporciona en el cuadro 3. No obstante, la dinámica poblacional de algunos de estos componentes del plancton es muy compleja, con numerosos estadios del desarrollo que mantienen estrategias ecológicas dispares entre sí.

En relación con los grupos de crustáceos planctónicos (copépodos y cladóceros), sí se ha comprobado su baja diversidad de especies respecto a otros países europeos con lagos. En este caso, los embalses introducen este tipo de hábitats pelágicos en España, país con escasez de lagos profundos naturales, y constituyen la base de una nueva colonización y diversificación biológica.

Bentos

En los embalses, los fondos suelen ser poco diversos y las comunidades litorales tienen escasa representación debido a las fluctuaciones no sistemáticas del nivel del agua. Esto implica una sensible reducción de la diversidad de hábitats respecto a otros ecosistemas acuáticos, dado que el medio bentónico (asociado a los fondos) es el que permite una mayor generación de hábitats distintos. Por ello, las comunidades bentónicas de los embalses suelen estar dominadas por escasos grupos, entre los que destacan los gusanos anélidos oligoquetos y los quironómidos (larvas de insectos). Sin embargo, estas asociaciones explotan el exceso de producción primaria no utilizada y que se incorpora a la fracción detrítica, de modo que pueden alcanzar considerables densidades.

Ictiofauna

Las especies de peces que colonizan los embalses españoles no están adaptadas para explotar eficientemente las comunidades planctónicas, de forma que sus dietas preferentes se encuentran en los detritos y faunas bentónicas. No obstante, pueden consumir organismos del plancton de forma pasiva en función de su densidad, de modo que cuando coinciden densidades planctónicas altas en la zona fótica, por la que obligadamente transitan los peces cuando hay anoxia hipolimnética, es más que probable que exista un consumo apreciable de organismos del plancton. También hay que mencionar el fitobentos de orilla, generalmente compuesto por microalgas en los embalses, como una fuente de nutrimento para los peces. En todo caso, las dietas de la ictiofauna en los embalses españoles son una cuestión que requiere más investigación.

Las comunidades piscícolas en los embalses españoles están dominadas por especies de elevada adaptabilidad a medios cambiantes (eurioicas), en su mayor parte de la familia Cyprinidae. Esta familia, junto a los Cobitidae, son las únicas exclusivas de agua dulce. La ictiofauna epicontinental se completa con otras 10 familias, algunas de las cuales son exóticas. En total, se han catalogado 61 especies, de las cuales 44 son nativas y 17 exóticas (Granado Lorencio, 1996).

Aunque hay un considerable solapamiento de dietas entre especies y una variación en el desarrollo de los hábitos alimentarios, se puede decir que, de las especies más frecuentes en los embalses, la boga de río (Chondrostoma polylepis) tiene hábitos más detritívoros, las carpas (Cyprinus carpio) son muy adaptables y pueden explotar casi cualquier recurso, y los barbos (Barbus sp.) son más especializados dentro de un hábito omnívoro y explotan los invertebrados bentónicos y el fitobentos. La resistencia a las bajas tensiones de oxígeno permite a la carpa alcanzar recursos de los fondos hipolimnéticos durante el estiaje, lo que les confiere una ventaja adaptativa evidente en los embalses profundos y más eutrofizados.

En todo caso, parece que el grado trófico del agua está en relación directa con la productividad de algunas de estas especies (Granado Lorencio et al., 1985), a través de la productividad fitoplanctónica.

Entre la ictiofauna nativa existe un género (Alosa) que tiene especialización planctívora aunque es una especie anfidroma (migra entre el mar y el río); sin embargo, se conoce la existencia de poblaciones "dulcificadas", es decir, que han quedado atrapadas en embalses y completan su ciclo vital en él.

Una de las características de las comunidades ícticas de los embalses españoles es la ausencia de depredadores con hábitos ictiófagos. En la ictiofauna fluvial nativa es el grupo de los salmónidos el que podría aportar esta función al sistema, pero sus requerimientos ambientales son muy exigentes y estas condiciones sólo se presentan en embalses de cabecera de cuenca. Sin embargo, los depredadores más frecuentes en nuestros embalses pertenecen a especies exóticas, como el "black-bass" (Micropterus salmoides), la lucioperca (Stizostedium lucioperca) o el lucio (Esox lucius), aunque en este último caso hay controversia acerca de su carácter exótico o nativo.

La red trófica

Fig. 3. Red alimentaria en un embálse hipereutrófico del río Duero, en el inicio del período estival (véase explicación en el texto). En rojo, elementos dominantes y flujos preferenciales
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En la figura 3 se representa, a modo de ejemplo, una red alimentaria establecida para un embalse hipereutrófico, en la que se destacan en rojo las relaciones tróficas más intensas. En este caso, el desmesurado crecimiento algal debido a una provisión de nutrientes excesiva, procedente de aguas residuales urbanas sometidas a tratamiento biológico, se traduce en densidades muy altas y una dominancia casi exclusiva de algas de pequeño tamaño del género Chilomonas. En estas condiciones, lo que resulta limitante para el crecimiento algal es la provisión de luz por autoensombrecimiento del fitoplancton, de modo que estas algas, que tienen flagelos para mantenerse en la zona superior e incluso tienen un metabolismo mixto, por lo que pueden extraer energía también a partir de compuestos orgánicos (heterótrofos facultativos), encuentran una clara ventaja adaptativa. Así se explica la abundancia relativa de microfiltradores en el zooplancton que, a su vez, alimentan a una considerable población de copépodos carnívoros que regulan su número y, por lo tanto, el consumo potencial de algas. Las especies de peces presentes en el embalse explotan los recursos bentónicos alimentados por la vía detrítica pero no contribuyen a la reducción de la biomasa algal. A pesar de todo, se ha estimado que una cantidad equivalente al 40% de la carga de fósforo anual que recibe el embalse se encuentra en los peces, de forma que se convierten en una forma potencial de extraer fósforo del sistema.

Las posibilidades de la gestión limnológica

Resulta evidente en principio que la mejor técnica para evitar la eutrofización de los embalses es corregir las fuentes de nutrientes, especialmente de fósforo, en origen. Sin embargo, esto no es siempre posible desde el punto de vista logístico o financiero.

En cualquier caso, existen soluciones de tratamientos blandos que no están suficientemente contrastadas y explotadas en nuestro país. En primer lugar, se ha de atender a la cuenca vertiente en su conjunto y analizar todas las posibles medidas que se pueden adoptar en los puntos críticos. Así, las alternativas no se agotan en la adaptación de estaciones depuradoras convencionales con mecanismos para la reducción de nutrientes, sino que se han de valorar también las posibilidades de corrección en las actividades productivas. A este respecto, la polémica surgida en Estados Unidos con la sustitución de los fosfatos en los detergentes es aleccionadora (Edmondson, 1991). La importancia crucial de controlar el ingreso de fosfatos en el medio no es ajena tampoco a las administraciones europeas, como lo refleja la existencia de un centro de investigación dedicado a esta cuestión. ³

Aun así, todavía caben muchas opciones entre los vertidos y el embalse, que tienen la ventaja de que permiten tratar las aportaciones de carácter difuso. Se citan, por ejemplo, la rehabilitación y/o construcción de humedales, la reforestación de las cuencas, en especial, de la vegetación de ribera, la construcción de plantas de reducción de fósforo en los tributarios, los preembalses, la recarga de acuíferos y la optimización del hábitat fluvial para la retención de nutrientes.

Por otro lado y como se ha visto, las características del embalse y su régimen de explotación modulan su respuesta a una carga de nutrientes dada. Esto significa que existe un cierto margen de intervención mediante la modificación de determinados procesos en el propio embalse.

Así, se pueden citar como posibilidades genéricas las siguientes (modificado a partir de Straskraba, 1993):

a. Regulación hidráulica: permite modificar las tasas de renovación de los diferentes compartimentos, según interese en cada caso y momento del año. Sus posibilidades dependen de la configuración de las estructuras de salida de la presa y de las demandas aguas abajo.
b. Aireación y mezcla de la columna de agua: se refiere a métodos que buscan modificar la hidrodinámica y la compartimentación física del sistema (desestratificación mecánica o neumática mediante aireación) o combatir el déficit hipolimnético de oxígeno sin deshacer dicha compartimentación (aireación u oxigenación).
c. Inactivación del fósforo: medidas de tipo físico y químico dirigidas a reducir la biodisponibilidad del fósforo en el sistema. La coagulación y precipitación química con alúmina es la más utilizada.
d. Tratamiento de los sedimentos: incluye posibilidades como la cubrición de los sedimentos con materiales inertes o la remoción y aireación de los sedimentos.
e. Modificación del ambiente lumínico: hace referencia a la reducción de la intensidad de luz mediante la provisión de sombra, la suspensión de partículas o la tinción directa del agua.
f. Biomanipulación: esta familia de técnicas se refiere tanto a la eliminación directa de las algas mediante tóxicos selectivos que, en general, no es muy recomendable, como a la gestión de las comunidades piscícolas del embalse para controlar el zooplancton y, a su vez, reducir la biomasa algal.

Fig. 4. Esquema que representa las modificaciones en la red trófica que se persiguen con las estrategias de biomanipulación.

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La biomanipulación para controlar la biomasa algal desde los eslabones tróficos superiores (Fig. 4) consiste en incrementar la presión sobre los peces planctívoros, bien mediante la introducción de depredadores o bien mediante la extracción directa. De esta forma, aumentará la biomasa de zooplancton herbívoro grande, que puede mantener así la densidad de las algas comestibles en determinados niveles.

Se pueden incluir también en este apartado las estrategias de gestión piscícola encaminadas a optimizar la incorporación de fósforo a la biomasa de peces y la extracción de la misma.

Como se puede apreciar, las posibilidades de gestión son diversas y las medidas que se adopten deben integrarse en programas de recuperación definidos a la escala de cuenca. Para ello, se requiere la obtención de dos tipos de información complementaria:

a. Información a largo plazo de fuentes y procesos clave en la cuenca y embalses, que permita seguir la evolución interanual de la problemática y desarrollar y ajustar modelos empíricos sencillos para generar esquemas de decisión en la planificación a escala regional.
b. Información intensiva en los embalses, en uno o dos ciclos anuales, para establecer los balances internos y el funcionamiento limnológico del sistema con una resolución espacio-temporal adecuada a los patrones de distribución y a las tasas de renovación de cada nivel de organización tratado. Con esta información se pueden establecer modelos biogeoquímicos del sistema con suficiente detalle como para habilitar la toma de decisiones a nivel local. Estas actuaciones estarían encaminadas a recuperar una calidad de las aguas suficiente para mantener el sistema dentro del rango de integridad ecológica.

Conclusión

A medida que se va dando solución a los problemas más acuciantes de la calidad del agua, se van evidenciando nuevos problemas que tienen un carácter menos agudo para las poblaciones humanas, es decir, que no suelen causar mortalidad directa e inmediata, pero con un alcance espacio-temporal mayor, lo que significa que su reversión es más lenta y compleja. Así, por ejemplo, en el siglo XIX los problemas de calidad se presentaban como septicemias epidémicas locales de carácter anual; ya en el siglo XX, ha preocupado inicialmente la contaminación orgánica por aguas residuales; en los años setenta la contaminación térmica, la eutrofización y la contaminación por sustancias tóxicas; en los años ochenta, la contaminación por nitratos, acidificación, contaminación accidental; y en la última década el calentamiento global y cambio global, que son fenómenos de alcance planetario y de escala temporal milenaria.

La eutrofización cultural constituye un proceso contaminante de alcance regional y que se desarrolla en una escala de tiempo que se cifra en lustros o en décadas. Por ello, se están empezando a validar ahora modelos propuestos en los años ochenta (OECD, 1982), pero que apenas tratan los compartimentos biológicos. La respuesta de estos compartimentos carece aún de suficiente base empírica y los embalses proporcionan una ocasión única para definirla cuantitativamente.

Por otra parte, resulta evidente el interés que tiene mantener el sistema en unas condiciones de calidad que se muevan dentro de los márgenes de la integridad ecológica, es decir, en los que se minimizan los riesgos de aparición de situaciones indeseables. Los episodios de escasez de agua, que en nuestro país son frecuentes, han permitido constatar que la provisión del recurso a la sociedad no es sólo un problema de cantidad sino también de calidad.

El beneficio de esa gestión sostenible no estriba sólo en lo socioeconómico, en cuanto a garantizar las demandas de agua, sino que es también ecológico, puesto que se mejoran las condiciones de conservación de las especies acuáticas y se aumenta la biodiversidad; además, se frena la propagación del problema a ecosistemas fluviales y también estuarinos situados aguas abajo.

Por otro lado, no se está atendiendo suficientemente a las nuevas tecnologías que están surgiendo para la corrección de estos problemas de contaminación de las aguas. Este tipo de técnicas de la ecotecnología, que utilizan en su beneficio conceptos de funcionamiento y procesos de los propios ecosistemas, suelen representar alternativas de bajo coste y de menores efectos ambientales colaterales. Sin embargo, su diseño no se está optimizando al ritmo que podría hacerlo porque no hay un flujo de información específica de nuestra geografía suficiente como para definir y calibrar los modelos matemáticos del funcionamiento de las variables de diseño. Digamos que es muy difícil mejorar lo que no se utiliza. No obstante, existen algunas iniciativas de soluciones alternativas que se han puesto en práctica en embalses españoles. En la monografía «Embalses y medio ambiente» (Ministerio de Medio Ambiente, 1996), se recoge la mayor parte de estas experiencias.
En cualquier caso, la problemática concreta de la eutrofización de embalses no es banal, como se ha intentado reflejar aquí, y las escalas espacio-temporales que implica recomiendan la instauración de mecanismos que permitan una gestión continua y estable en el tiempo. Asimismo, constituye un ejemplo claro de la multiplicidad de disciplinas que requiere el desarrollo de modelos operativos del sistema, que debe implicar a técnicos de diversa filiación, y de la importancia que tiene el disponer de información suficiente de todos los compartimentos y procesos afectados.n

Notas
1. "Propuesta modificada de Directiva del Consejo por la que se establece un Marco Comunitario de Actuación en el Ámbito de la Política de Aguas. Posición Común. Documento del 2 de marzo de 1999".
2. A efectos de simplificación, las bacterias se suelen incluir también en el propio compartimento de los detritos cuando la información de campo es insuficiente para asignarles explícitamente grupos ad hoc.
3. CEEP (Centre Européen d'Etude des Polyphosphates).