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1. INTRODUCCIÓN
El proyecto MEDWET/SUDOE es un proyecto de cooperación desarrollado dentro de la
Iniciativa Comunitaria INTERREG III-B Programa Operativo SUDOESTE EUROPEO
2000-2006
En este proyecto participan socios de dos países de la zona SUDOE: Portugal y España.
Las actividades del proyecto se desarrollan en un territorio de ocho regiones, entre la
cuales dos (Baleares y Azores) son insulares. Son las siguientes:
Portugal: Centro, Lisboa y valle del Tajo, Alentejo, Algarve y Azores.
España: Andalucía, Valencia e Islas Baleares.
Los socios del proyecto de la Región SUDOE, están constituidos por Autoridades
Regionales (Azores, Andalucía, Valencia e Islas Baleares), Administración Central
(Centro, Lisboa y Valle del Tajo, Alentejo y Algarve), una Universidad (Politécnica
de Valencia), y una Autoridad Local (Ayuntamiento de Gandía, Valencia).
También participan en el proyecto dos entidades asociadas, la Fondation
Sansouire-Estación Biológica de la Tour de Valat, y la Unidad de Coordinación
MedWet.
El principal objetivo del proyecto es contribuir a la conservación y la utilización sostenible
de la biodiversidad y de los recursos en las zonas húmedas, además de realizar una
gestión integrada de estos espacios.
Se prevé la realización de actuaciones piloto a nivel local, en diversas zonas
previamente seleccionada. También se han realizado actividades internacionales
en las que participan todos los socios: actividades de comunicación y divulgación,
seminarios y publicaciones.
El presente manual es el resultado de las acciones realizadas por la Consejería de Medio
Ambiente de la Junta de Andalucía relativas al estudio de los parámetros indicadores de la
calidad ambiental de los humedales, en el marco de la Directiva de Aguas.
A través de la experiencia sobre control analítico de humedales, se presenta la información
necesaria, las directrices y los métodos multi-criterio, utilizados para la calificación de la
calidad ambiental de humedales según parámetros hidrológicos, físico químicos y
biológicos.
Se describirán los indicadores que evalúan cuáles son las condiciones características de
los distintos tipos de humedales en relación a unos patrones o criterios hidrológicos (origen
del agua, duración y frecuencia de la inundación o de la saturación del suelo); edafológicos
(régimen hidromorfo, evolución de la materia orgánica, lista de suelos hídricos);
geomorfológicos (procesos morfodinámicos, tasas de sedimentación, etc.); o biológicos
(lista de plantas higrofílas, grado de fidelidad de cada especie, índice de prevalencia).
Además, se mostrará de manera práctica la aplicación de estos indicadores a un humedal
andaluz, el Brazo del Este.
2. IMPORTANCIA DE LOS HUMEDALES
El término humedal es preferible al de «zona húmeda», por las implicaciones
climatológicas de esta segunda expresión, ya que podría significar regiones con elevada
precipitación. Además, “humedal” puede considerarse la traducción más adecuada de la
palabra inglesa «wetland», definida por el Convenio de Ramsar como «zonas de
pantanales, marjales, turberas o superficies recubiertas de aguas naturales o artificiales,
permanentes o temporales, con agua estancada o corriente, ya sea dulce, salobre o
salada, incluidas las extensiones de agua marina cuya profundidad con marea baja no
exceda de seis metros».
España es un país predominantemente árido, pobre en lagos pero en el que se encuentran
muy bien representados los humedales. Cuarenta y nueve están incluidos en el Convenio
de Ramsar, relativo a los humedales de importancia internacional. Aproximadamente la
mitad son humedales costeros, repartidos entre el litoral atlántico y el mediterráneo. La otra
mitad son humedales continentales, con orígenes muy diversos (mayoritariamente ligados
a procesos kársticos y fluviales). El grupo dominante es el correspondiente a humedales
mediterráneos localizados en bahías litorales cerradas por cordones arenosos, con un 18,5
% del total.
Este hecho es debido a se trata de un territorio heterogéneo, con grandes contrastes
litológicos y climáticos, y se ha visto afectado por acontecimientos históricos de manera
desigual, lo que configura una limnología de aguas de pequeño volumen particularmente
muy variada.
Dentro de este contexto, y como se recoge en el Plan Andaluz de Humedales de la
Consejería de Medio Ambiente, Andalucía posee el patrimonio natural de humedales
litorales e interiores más rico, variado y mejor conservado de España y de la Unión
Europea. Si bien en número, la comunidad andaluza alberga el 17 por 100 de los
humedales españoles, en superficie, Andalucía mantiene el 56 por 100 de la extensión
total de las áreas inundables españolas. Pero lo más destacable del patrimonio andaluz de
humedales es la gran diversidad de tipos ecológicos, algunos de los cuales son únicos en
el ámbito de la Unión Europea, como son las lagunas de campiña salinas e hipersalinas.
Los beneficios de los humedales pueden ser agrupados en seis categorías fundamentales:
?? importancia hídrica
?? fuente de recursos y energía
?? retención de sedimentos y protección
?? transporte
?? recreación y turismo
?? importancia ecológica.
El interés ecológico de los humedales es extraordinario ya que constituyen sistemas con
gran capacidad biogénica, al servir de hábitats de una gran variedad de especies de
microorganismos, flora y fauna. Constituyen, por tanto, áreas fundamentales para la
conservación de la biodiversidad de organismos acuáticos en Andalucía. Por ejemplo, el 55
% de las plantas acuáticas citadas en España viven en los humedales de Andalucía.
Respecto a las aves, destaca el hecho de que el 66 % de las especies amenazadas de
Andalucía dependan de sus humedales para sobrevivir.
Estas pequeñas masas de agua, al estar afectadas por una marcada variabilidad anual e
interanual, contienen organismos de interés extraordinario, ya que las biocenosis que se
establecen son muy especializadas y, prácticamente, exclusivas de estos sistemas, de
forma que tienen un gran interés ecológico y biogeográfico. Desde el punto de vista
histórico se comportan como refugio de fauna relicta de organismos muy antiguos, formas
que han tenido mucha importancia en la evolución de otros muchos organismos.
Pese a su gran interés, el estudio de
estos sistemas en la Península Ibérica
ha contado con relativamente pocas
contribuciones si se compara con las
desarrolladas en otros países europeos.
La existencia del humedal determina su
funcionalidad como ecosistema, con la
complejidad inherente a este tipo de
sistemas, lo que implica que su estudio
deba ser enfocado desde múltiples
puntos de vista.
Por tanto, como viene establecido en el Plan Andaluz de Humedales, un manual de
identificación y delimitación, constituye una herramienta fundamental para elaborar un
Programa de Acción que pueda aplicarse a cualquier tipo de humedal, y no sólo sobre
aquellos que se ajustan a las definiciones formales o legales.
En un manual de esta naturaleza, se presenta la información, las directrices y los métodos
multi-criterio para identificar y delimitar humedales, mediante el empleo de indicadores que
evalúan cuáles son las condiciones características de los distintos tipos de humedales en
relación a unos patrones o criterios hidrológicos (origen del agua, duración y frecuencia de
la inundación o de la saturación del suelo); edafológicos (régimen hidromorfo, evolución de
la materia orgánica, lista de suelos hídricos); geomorfológicos (procesos morfodinámicos,
tasas de sedimentación, etc.); o biológicos (lista de plantas higrofílas, grado de fidelidad de
cada especie, índice de prevalencia).
De las distintas aproximaciones que se vienen realizando desde la entrada en vigor de la
Directiva Marco de Aguas, (en adelante DMA), el primer hecho destacable es la carencia
de estudios sobre el funcionamiento de lagunas y lagos someros mediterráneos y sur-
atlánticos. No obstante, la abundancia de estudios en el norte de Europa ha supuesto una
generalización de procesos y características potencialmente aplicables a los humedales
mediterráneos. Pero éstos presentan peculiaridades únicas y un funcionamiento
significativamente diferente (tamaños más pequeños, mayor aislamiento, fuertes
oscilaciones en la lámina de agua, mayor productividad y ausencia de ciertos grupos
tróficos). Estas características tienen importantes implicaciones en la dinámica de sus
poblaciones y en la estructura y funcionamiento de las comunidades.
Por otra parte, los humedales sur-atlánticos y mediterráneos han estado sometidos a una
fuerte presión humana, con procesos de relleno y desecación para su uso agrícola y
ganadero, o con modificaciones para su utilización como salinas, balsas de acuicultura o
en último término su transformación en áreas industriales o urbanas. Lo que dificulta el
establecimiento de estaciones de referencia sin alteración antrópica.
En el marco de aplicación de la DMA, los países de la Unión deben uniformizar los
diferentes métodos de evaluación con vistas a una calibración común. Para poder situar los
humedales andaluces en el marco común, es necesario establecer un método biológico de
valoración.
3. LOS HUMEDALES EN LA DIRECTIVA MARCO DEL AGUA
La conservación de los humedales se encuentra basada sobre un amplio contexto legal,
que abarca desde tratados y convenios internacionales, entre los que destaca el relativo a
los humedales de importancia internacional, especialmente como hábitats de especies
acuáticas (Convenio de Ramsar) hasta un importante número de referencias legales
internacionales, nacionales y autonómicas.
Como referencia concreta a la calidad de las aguas de los humedales, la base de trabajo
debe ser la aplicación de los criterios establecidos en la Directiva 2000/60/CE por la que
se establece un marco comunitario de actuación en el ámbito de la política de aguas (en
adelante DMA) y en los documentos elaborados para su desarrollo.
El objetivo medioambiental de la DMA es “establecer un marco para la protección de las
aguas superficiales continentales, las aguas de transición, las aguas costeras y las aguas
subterráneas que prevenga todo deterioro adicional y proteja y mejore el estado de los
ecosistemas acuáticos y, con respecto a sus necesidades de agua, de los ecosistemas
terrestres y humedales directamente dependientes de los ecosistemas acuáticos”.
Si bien los humedales quedan bajo el amparo de la
DMA al tratarse de aguas continentales según la
definición que de éstas da la Directiva, no existe una
definición específica para ellos. Asimismo, no está
claramente establecido cómo pueden alcanzarse los
objetivos medioambientales. Para ayudar a la
implementación de la DMA, se elaboró el documento
Wetlands Horizontal Guidance (diciembre de 2003),
donde se aborda la problemática particular de las
zonas húmedas.
Para alcanzar estos objetivos, la DMA apuesta por la
calidad de los ecosistemas acuáticos mediante la
consecución de un buen estado ecológico, definiéndose éste como “una expresión de la
calidad de la estructura y del funcionamiento de los ecosistemas acuáticos asociados a las
aguas superficiales clasificados conforme al anexo V”. Esto viene acompañado de un
trabajo previo, que es la caracterización tipológica de los sistemas acuáticos de acuerdo
con el anexo II y el establecimiento de unas condiciones de referencia (anexo V).
En relación a la clasificación de las masas de agua, en el anexo II se proponen dos
sistemas de clasificación. Uno basado en tipos fijos de acuerdo con características del
medio establecidas por clases bien definidas (sistema A) y el otro, utilizando diversos
descriptores, unos obligatorios y otros facultativos (sistema B). La enorme diversidad que
presentan los humedales mediterráneos sugiere optar por el sistema B de la Directiva
Marco para caracterizarlos, en el que entran en juego descriptores facultativos que
caracterizan el funcionamiento de estas masas de agua, como son la salinidad o la
permanencia del agua.
En cuanto a la demarcación de unas condiciones de referencia, en el punto 1.1. del anexo
V de la DMA se enumeran indicadores de calidad para la clasificación del estado
ecológico. Para las diferentes categorías de aguas superficiales consideradas se
contemplan en primer lugar diferentes indicadores biológicos, y en segundo lugar
indicadores hidromorfológicos, químicos y fisicoquímicos que afectan a los biológicos. De
esta forma, el buen estado de una masa de agua queda caracterizado por su estado
ecológico y su estado químico, por ello la medida del estado de una masa de agua implica
medidas biológicas (definitorias del estado ecológico) y medidas de tipo fisicoquímico.
El procedimiento para llevar a cabo la valoración de la calidad de los humedales siguiendo
criterios compatibles con la DMA es:
1.- Realizar una aproximación a la tipología de los humedales mediante análisis
multivariante, integrando primero aspectos hidromorfológicos y fisicoquímicos, a fin de
agrupar humedales con un funcionamiento similar. Existe actualmente una propuesta
por parte de la Consejería de Medio Ambiente de la Junta de Andalucía en el Plan
Andaluz de Humedales para la clasificación de los humedales andaluces atendiendo a
estos aspectos.
2.- Una vez realizada esta tipología se hace necesaria la integración de la información
proporcionada por los indicadores biológicos que se recogen en el anexo V de la DMA.
La información de conjunto permitirá reclasificar los humedales, si fuera necesario,
dando lugar a una tipología mucho más completa, ya que integraría factores de índole
abiótico y biótico.
3.- Posteriormente se propone efectuar una prospección, dentro de cada ecotipo definido,
de la calidad de los humedales atendiendo a los parámetros biológicos y a los impactos
antrópicos detectados en el sistema.
4. SELECCIÓN DE PARÁMETROS INDICADORES
En el punto 1.1. del anexo V de la DMA se enumeran indicadores de calidad para la
clasificación del estado ecológico. Este punto hace relevante conocer qué parámetros
fisicoquímicos e hidromorfológicos afectan a los indicadores biológicos,
Como se ha citado anteriormente, un elemento clave de esta directiva es que el buen
estado de una masa de agua queda caracterizado por su estado ecológico y su estado
químico, por ello la medida del estado de una masa de agua implica la utilización de
indicadores biológicos y abióticos.
4.1 Indicadores hidromorfológicos
El humedal, aunque sea de pequeñas dimensiones, tiene unas características propias
y un funcionamiento bien determinado; configura un ecosistema. Dado que un sistema
lacustre es un volumen de agua contenida en un vaso receptor de naturaleza terrestre,
se ha de considerar la magnitud de interacción entre ambos sistemas, la cual depende
básicamente de la morfometría. De modo que, la influencia del sistema terrestre
adyacente sobre el acuático es máxima en aguas someras y va disminuyendo
relativamente a medida que la relación volumen de agua/ superficie interior del vaso se
incrementa, como en el caso de las lagunas profundas.
Así, existe un gradiente en el que se encuentran en un extremo, masas de agua en un
vaso bien definido, y en el otro zonas encharcables con una delgada lámina de agua.
Si la profundidad es alta (más de 3 m aproximadamente) y no llega luz al fondo se
distingue una zona litoral (la que más interacciona con el medio terrestre), un bentos
profundo bien diferenciado, con sedimento propio y poblado por especies diferentes de
la zona litoral, donde el plancton es el subsistema productivo más importante.
Si la profundidad es menor, la luz puede llegar hasta el fondo y permitir una mayor
extensión e incluso ocupación total, de las comunidades litorales. En este último caso
el ciclo de nutrientes sufre un cambio sustancial, ya que, se establece una
competencia entre los productores primarios del bentos y del plancton, viéndose
favorecido el primero, de forma que estos sistemas aunque son eutróficos, presentan
aguas claras durante el periodo de crecimiento de los macrófitos sumergidos.
Si los sistemas son muy poco profundos (menos de 70 cm de profundidad)
normalmente presentan un desarrollo superficial muy variable. En ellos, la influencia
del sistema terrestre sobre el acuático es máxima. Al no poseer sedimento bien
diferenciado, las comunidades terrestres vecinas pueden colonizar las áreas
abandonadas por el agua si éstas retroceden.
Atendiendo a esta visión, el primer paso a realizar y debido a que se parte de una gran
heterogeneidad, es establecer una clasificación de los humedales atendiendo a
aspectos hidromorfológicos. El régimen hidrológico, los patrones temporales de
inundación y la morfometría son indicadores contemplados en la DMA que
caracterizan a los humedales y que influyen sobre los indicadores biológicos.
Hidroperiodo:
?? Permanentes
?? Semipermanentes
?? Temporal estacional
?? Temporal intermitente
?? Mesomareal
?? Micromareal
Régimen hídrico:
?? Epigénico
?? Hipogénico
?? Epigénico-mixto
?? Fluvio-mareal
Morfometría
?? Relación superficie / volumen
Temporalidad
Dentro de los indicadores hidromorfológicos, incluimos la Temporalidad. La
persistencia del agua es uno de los factores que más influyen en la composición de la
biocenosis.
Cuando la persistencia está asegurada, las adaptaciones de los organismos
responden a factores de otro tipo, como la salinidad, la temperatura o el estado trófico,
y a relaciones con otras especies.
Las aguas temporales, en las que se suceden períodos secos y húmedos de duración
variable, imponen a los organismos adaptaciones para sobrevivir al período seco,
soportar grandes fluctuaciones ambientales y adaptar sus ciclos vitales a períodos
húmedos de duración imprevisible.
4.2 Indicadores fisicoquímicos
Los aspectos hidrogeológicos y la climatología del área, condicionan la salinidad y la
composición iónica propias del sistema. La mineralización total es debida,
principalmente a la presencia de siete iones. Dos son metales alcalinotérreos
divalentes (Ca2+ y Mg2+), otros dos alcalinos monovalentes (Na+ y K+), dos aniones de
ácidos fuertes (Cl- y SO42-) y un anión de ácido débil (CO3H-). Sus variaciones, tanto en
el espacio como en el tiempo, se pueden interpretar en función de dichos factores, con
independencia de la actividad de los organismos, por lo que suelen utilizarse para
caracterizar los distintos tipos de hábitats.
Una vez establecida una clasificación que permita agrupar sistemas con una
funcionalidad similar, se establecerá una relación entre los factores ambientales y las
comunidades que se desarrollan en estos sistemas.
No todos los parámetros tienen, al menos aparentemente, la misma importancia en la
composición y naturaleza de las comunidades. Los más variables y que fluctúan entre
límites más amplios son los que a su vez, explican mejor la variabilidad biótica.
Entre ellos se pueden destacar:
Salinidad
Esta variable no es influida por la actividad de los organismos, pero condiciona el tipo
de comunidad que puede establecerse en un humedal. Los organismos se ven
obligados a desarrollar mecanismos fisiológicos variados destinados a regular las
relaciones osmóticas entre el medio interno y el externo. Sin embargo, la proporción
entre los distintos iones no parece tener tanta importancia, sobre todo cuando la
salinidad no es muy elevada. Pero, en sistemas muy mineralizados, a media que
aumenta la relación cloruro/sulfato, puede llegar a tener cierta importancia.
Turbidez
La turbidez es otro de los parámetros ambientales a destacar. Depende de la cantidad
de plancton que se desarrolla y de la materia inorgánica en suspensión, de la disuelta,
etc.. Su intensidad tiene una repercusión importante en el tipo de comunidad que se
desarrolle, ya que incide directamente en la disponibilidad de luz en el fondo y, por lo
tanto, en la mayor o menor posibilidad de implantación de vegetación sumergida.
Cuando la turbidez se debe a materia inorgánica, ésta puede ser temporal (en las
primeras fases de la inundación anual) o permanente (normal en algunas lagunas
arcillosas). En este caso las lagunas mantienen una situación heterotrófica
permanente, ya que el bentos no es colonizado por plantas y predominan los animales
detritívoros y carnívoros.
En aguas claras, la radiación solar penetra hasta el fondo y permite su colonización
por macrófitos. Éstos configuran sustratos capaces de soportar una gran cantidad de
géneros de vida. Crean refugios y aumentan enormemente la superficie de
colonización del perifiton, que constituye la fuente de alimentación para los
heterótrofos. En este caso, las comunidades de fitoplancton se ven reducidas, por la
competencia de las macrófitas y el perifiton por la captación de nutrientes. Por ello, las
aguas con turbidez permanente debida a fitoplancton son sistemas sometidos a
tensión que detectan una situación anómala (generalmente se trata de humedales
contaminados), factor a tener en cuenta a la hora de establecer la calidad del sistema.
No obstante, todas las lagunas temporales tienen una fase de crecimiento del
fitoplancton durante el verano, cuando los macrófitos llegan al final de su periodo
vegetativo y ceden sus nutrientes al agua.
Nutrientes y estado trófico
Los nutrientes proceden de las lluvias, de lo que
aporte el acuífero por disolución de los sustratos
atravesados, del lavado de los suelos y
vegetación de la cuenca de influencia
(principalmente N y P, sobre todo cuando hay
campos de cultivo tratados con abonos químicos)
y de la contaminación. En los humedales que se
encuentran en fases maduras de colonización, no
suelen detectarse concentraciones de nutrientes muy altas en el agua, ya que se
encuentran atrapados en la biomasa bentónica o en el sedimento. Los nutrientes
influyen en la composición de las comunidades acuáticas y éstas a su vez influyen en
su concentración. Son aquellos elementos necesarios para el crecimiento de los
productores primarios. Un aumento en la concentración de nutrientes disueltos puede
ser un índice de contaminación.
Existen varias definiciones e interpretaciones de los procesos de eutrofización y una
de las más acertadas es la aportada por Margalef (1983) quien se refiere al término
eutrofización como "la fertilización excesiva de las aguas naturales, que van
aumentando su producción en materia orgánica, con una considerable pérdida de
calidad del agua”.
4.3 Parámetros biológicos
La colonización vegetal de un humedal se suele organizar en círculos según la
diferente profundidad y, también, de acuerdo con tres estrategias que definen los tres
tipos biológicos principales:
4.3.1.-Flora acuática
Helófitos. Son plantas con raíz implantada en el sedimento inundado, pero con la
mayor parte de sus estructuras vegetativas y reproductoras emergentes (por ejemplo
Phragmites, Typha, Juncus, Scirpus). El intercambio gaseoso lo realizan directamente
de la atmósfera, pero los nutrientes los toman del agua intersticial de los sedimentos.
Constituyen, por lo tanto una bomba de nutrientes para la columna de agua. Estas,
junto con las orillas húmedas pero no encharcadas, constituyen un ecotono entre los
ecosistemas terrestres y acuáticos.
Por ello, la conservación de la orla de helófitos natural se ha de considerar como un
indicador de un buen estado ecológico del humedal.
Anfífitos. Son plantas enraizadas, pero que tienen todas o partes de sus hojas
flotantes (Ranunculus, Nimphaea). Las hojas flotantes realizan intercambio gaseoso
directamente de la atmósfera y las sumergidas (que, normalmente son filiformes) lo
hacen con el agua. Los nutrientes, los toman de los sedimentos.
Limnófitos o hidrófitos. Son plantas enraizadas, pero que tienen toda su parte
vegetativa sumergida (Myriophyllum, Potamogeton, Zannichelia, Characeas). El
intercambio gaseoso lo realizan en el seno del agua y los nutrientes los pueden tomar
del sedimento ó del agua directamente, dependiendo de la concentración que tengan
en ésta. Una misma especie puede cambiar su estrategia en función de las
condiciones ambientales.
Una última estrategia es la de las macrófitas flotantes (Lemna, Azolla), cuyas raíces
están sumergidas en el agua, de la que toman los nutrientes, aunque realizan el
intercambio gaseoso con la atmósfera. Un desarrollo masivo de estas macrófitas
puede limitar severamente la penetración de la luz.
Además hay otras estrategias biológicas que son de gran importancia en las redes
tróficas de estos sistemas: el fitobentos (algas creciendo sobre sustratos sólidos), muy
desarrollado cuando hay macrófitos, ya que suponen un aumento de la superficie de
colonización para aquél y el fitoplancton. Aunque por las especiales características de
estos sistemas, en aquellos de escasa profundidad, muchas de las algas que se
encuentran viviendo en el plancton proceden de resuspensiones de algas bentónicas
(ticoplancton).
4.3.2.-Fitoplancton
Cuando la luz llega a todas partes de la cubeta, el desarrollo de macrófitos y
fitobentos, compitiendo por los nutrientes, va en detrimento del desarrollo de
fitoplancton. Por lo tanto, la mayor parte de las lagunas presentan dos periodos bien
diferenciados durante el año hidrológico. Uno que, normalmente, abarca el periodo
vegetativo de los macrófitos (desde noviembre-diciembre a mayo-junio) dominado por
el bentos y otro dominado por el plancton durante el resto del periodo de inundación.
Una densidad de fitoplancton, estimada a través de la concentración de clorofila “a”,
superior a 30 µg/l, en los meses en los que deben desarrollarse los limnófitos indica
que el sistema se encuentra en una situación de tensión, por lo que este indicador se
ha de tener en cuenta para
establecer la calidad del sistema.
Muchas veces, en estas
circunstancias el grupo algal
dominante suele ser el de las
cianobacterias. Algunas cepas de
este grupo pueden ser tóxicas,
por lo que en este caso es
interesante hacer, por lo menos,
un análisis presuntivo de
presencia de toxinas.
4.3.3.-Fauna de Invertebrados.
En lo que respecta a la colonización animal, los grupos más representados son los
invertebrados, nematodos, rotíferos, turbelarios, oligoquetos, hirudíneos, moluscos,
crustáceos, ácaros y larvas de insectos. Entre estos últimos, los hay que realizan todo
su ciclo vital en el agua o los que sólo la utilizan en una parte de su vida, generalmente
la larvaria. Unos tienen hábitos planctónicos y otros bentónicos, aunque en estos
sistemas no se puede hablar de verdadero zooplancton ya que la escasa profundidad
pone a estos organismos en íntimo contacto con el sustrato (se debe hablar mejor de
heleoplancton).
4.3.4.-Fauna de Vertebrados.
Entre los vertebrados tienen también importancia los anfibios y los reptiles, que
pueden vivir en estos ecosistemas una etapa más o menos larga de su desarrollo y las
aves, que si bien pueden estar sólo de paso, tienen un enorme papel como
transportadoras de propágulos de uno a otro humedal. Los peces, en general, sólo se
pueden desarrollar en los humedales permanentes, por lo que las comunidades de
zooplancton y fitoplancton variarán por la presencia de depredadores en aquellas
aguas permanentes.
En estos sistemas, las características fisicoquímicas del agua y, como consecuencia,
la sustitución de unas especies por otras a lo largo del tiempo es muy patente y se
puede diferenciar claramente entre la sucesión anual, la interanual entre años
consecutivos de diferente pluviometría y la que se produce a más largo plazo en
relación con la maduración creciente del sistema.
5. METODOLOGÍA DE TOMA DE MUESTRAS Y ANÁLISIS
La metodología de toma de muestras y análisis de aguas, sedimentos y biota puede estar
soportada en normas diversas, muchas de ellas editadas por organismos internacionales
de reconocido prestigio, o bien se pueden utilizar procedimientos propios previa validación
de los mismos por parte de la entidad actuante.
En este apartado se expone una breve reseña de los métodos utilizados para la ejecución
de los trabajos incluidos en la red de control de zonas húmedas de Andalucía, que viene
ejecutando la Consejería de Medio Ambiente de la Junta de Andalucía.
Igualmente válida puede ser cualquier otra metodología que cumpla los requerimientos
comentados en el primer párrafo, siendo recomendable, además, que tanto la toma de
muestras como los análisis se encuentren acreditados, como garantía de competencia
técnica del organismo que realiza los trabajos.
5.1 Toma de muestras
En cada una de las estaciones de muestreo se obtienen
muestras de agua y de sedimento, para la determinación de
parámetros biológicos y físico-químicos.
Para la determinación de amonio, nitratos, nitrógeno total,
fósforo total y fosfatos se extraen muestras de 250 mL de
agua, envasadas en recipientes de vidrio topacio y
conservadas con ácido sulfúrico.
Se recoge 1L de agua para la determinación de sólidos en
suspensión y se almacena en botellas de vidrio topacio.
Para la determinación de clorofila a se recoge 1L de agua
envasándose en una botella de polietileno. Esta forma de
almacenaje se usa si se va a proceder a su inmediata determinación analítica en
laboratorio. En otros casos, el proceso de filtrado se hace in situ.
Las muestras de sedimento para el análisis de metales y materia orgánica se
almacenan en botes tipo duquesa de 500 mL.
Para los análisis de fitoplancton se extraen dos tipos de muestras de agua: una de 1L
fijada con solución Lugol-acético para la determinación de densidad algal (análisis
cuantitativo) y otra de 250 mL fijada con formaldehído al 40% para la identificación de
especies (análisis cualitativo). Esta última debe ser previamente filtrada, utilizándose
para ello, una manga de fitoplancton con red de nytal y luz de malla de 20 micras.
Ambos tipos de muestras han de ser envasadas en recipientes de vidrio topacio.
Para el fitobentos el sustrato idóneo son las rocas, en segundo lugar los sustratos
artificiales y en tercer lugar las macrófitas. El sedimento fino es el sustrato más
inadecuado. Puesto que en los humedales lo frecuente es que el fondo se componga
de sedimentos finos, muy inapropiados, se propone tanto muestrear sobre helófitos
como la colocación de sustratos artificiales. El muestreo en helófitos se hará
simultáneamente a la colocación de los sustratos. Esto garantiza que se disponga de
muestra en caso de pérdida, deterioro o extravío del sustrato artificial. Además, servirá
para comprobar qué método proporciona mejores resultados. Para ello se clava una
estaca con el sustrato de colonización en el sedimento del humedal, en una zona
accesible, bien iluminada, donde la profundidad no supere 1m. Transcurrido un
periodo de tiempo de al menos un mes se recoge el sustrato y se extraen las algas por
cepillado.
Con el zooplancton se presenta un problema adicional al del fitoplancton y es la
capacidad de migración vertical que tienen las poblaciones, por lo que, para garantizar
que la muestra recogida es representativa de la comunidad de zooplancton que habita
la laguna, se realiza una pesca vertical siguiendo los mismos pasos que con el
fitoplancton. En un bote duquesa de 150 ml se recoge un volumen de agua filtrada
suficiente para cubrir la malla con el concentrado que vamos a conservar en este
frasco. Ésta se fija con formol puro hasta alcanzar el 4%, se procurará añadir primero
unas pequeñas gotas y finalmente todo el contenido de la pipeta. La técnica utilizada
para mantener la estructura del organismo impidiendo que se contraiga para su
correcta identificación, es recoger la muestra con agua carbonatada (en aquellos
casos que sea posible).
Las muestras de sedimentos destinadas al estudio de macroinvertebrados se obtienen
mediante draga tipo Eckman en aquellas lagunas donde la lámina de agua tiene unos
pocos centímetros (por ejemplo someras litorales) o bien se permite el acceso a pie
desde la orilla; y, mediante una draga van Veen para las extracciones en profundidad
(resto de lagunas).
La superficie de muestreo de la draga Van Veen es de 0,05 m2 y 0,023 m2 para la
draga Eckman. En cada una de las lagunas se toman tres réplicas de sedimento, que
tras ser tamizadas “in situ”, se envasan en botes de 1L de polietileno y se fijan con
formaldehído (al 10%) más colorante Rosa de Bengala.
Todas las muestras deben ser preservadas en campo, refrigeradas a temperatura
inferior a 4ºC y enviadas inmediatamente al laboratorio en idénticas condiciones.
5.2 Métodos de análisis
5.2.1 Determinaciones fisicoquímicas
A continuación se expone un resumen de los métodos analíticos utilizados,
encontrándose detallados en el anexo.
DETERMINACIÓN REFERENCIA
pH (EPA 150.1)
Conductividad (S.M. 2510 A y B)
Salinidad (SM 2520 A y B)
Oxígeno disuelto (ITG-M-013)
Temperatura (EPA 170.1)
Transparencia (ITG-M-061)
Nitratos en muestras acuosas (EPA 353.2)
Nitritos en muestras acuosas (EPA 353.2)
Fosfato en muestras acuosas (EPA 365.4)
Amonio en muestras acuosas (EPA 350.1)
Metales en muestras acuosas (SM-3111 A Y B)
Nitrógeno total en muestras acuosas (ITM-M-007)
Fósforo total en muestras acuosas (SM 4500 P, B Y C)
Carbono orgánico total en muestras acuosas (EPA 415.1)
Clorofila-a (SM-10200 H 1 Y 2)
Sólidos Totales (ITG-M-005)
Sólidos en Suspensión (UNE-EN-872)
Sulfatos (ITG-M-053)
Carbonatos y Bicarbonatos (SM 2320 B)
Cloruros (SM 4500 Cl-B)
Plaguicidas (ITP-M-009)
Metales en muestras de sedimentos (EPA 3015-3051)
Materia orgánica en muestras de sedimentos (CRAFT 1991)
Nitrógeno total, nitratos, nitritos y amonio en muestras de sedimentos
(UNE 77306)
Fósforo total y fosfatos en muestras de sedimentos (métodos oficiales de análisis MAPA)
5.2.2 Determinaciones biológicas
Determinación de fitoplancton
La observación de muestras para análisis cualitativo se efectua mediante el análisis de
tres alícuotas por muestra, en un microscopio óptico (Nikon modelo Eclipse E600)
dotado de contraste de fase, utilizando las siguientes claves: Bourrelly (1968), Prygiel
J. & Coste M., (2000), John & Brook (2002) y Huber-Pestalozzi (1962) y Prescott
(1978).
Para el estudio de las diatomeas se realizan preparaciones permanentes, consistentes
en oxidaciones lentas para eliminar el material orgánico de las frústulas, y posterior
montaje en Naphrax, cuyo índice de refracción aproximado es de 1.7, lo cual facilita la
observación al microscopio.
El análisis cuantitativo se realiza mediante la metodología de Utermhol recomendada
por Hasle (1984) utilizando un microscopio invertido Nikon, dotado con contraste de
fase, observando el fitoplancton sedimentado en cámaras de 10 o 50 ml según
abundancia del fitoplancton. La abundancia de especies de fitoplancton fue expresada
en células por mililitro.
Determinación de fitobentos
Mediante el uso de microscopio directo a 1000 aumentos se procede a la identificación
y recuento de las especies para la aplicación de los índices bióticos.
Determinación de zooplancton
Puesto que en el campo se ha obtenido un concentrado de la muestra, en el
laboratorio podemos dividir la muestra en dos, una alícuota para análisis cualitativo y
el resto para análisis cuantitativo.
En el primero, en un microscopio óptico (Nikon modelo Eclipse E600) se procede a
identificar cuáles son las especies que aparecen en cada muestra, separando los
distintos grupos que pueden aparecer y, cuando se determinan, se contabiliza el
número de ejemplares de cada especie en la muestra cuantitativa para obtener datos
definitivos de densidad con los que poder trabajar posteriormente.
Los análisis cualitativos son los que requieren mayor tiempo, puesto que deben
aislarse organismos y realizar disecciones bajo lupa, en el caso de cladóceros y
copépodos. La identificación se
obtiene a partir de claves y guías que
se especifican posteriormente.
Determinación de macrobentos
El análisis de la alteración de la
estructura de la comunidad bentónica
consiste en cuantificar el número de
especies, individuos o biomasa de la
infauna presente en el sedimento,
con el objeto de establecer índices
directamente relacionados con el grado de estrés existente en el medio (dominancia,
diversidad,etc.)
El trabajo de separación se inicia con un suave tamizado de las muestras para
terminar de limpiarlas. El material retenido en el tamiz se traspasa a una bandeja de
fondo blanco que sirva como contraste a los organismos teñidos de color rosa, se
sitúan bajo un foco de luz y manualmente se separa cada uno de los organismos y se
pre-clasifican en grandes grupos (moluscos, crustáceos, anélidos, equinodermos,
sipuncúlidos y varios) con la ayuda de lentes de aumento o con lupas binoculares. Los
botes de almacenaje se conservan mediante formol al 4%.
El contenido de cada tubo pre-clasificado se vierte en una placa de Petri y bajo el
estereomicroscopio son clasificados y contados individualmente todos los ejemplares
hasta el nivel taxonómico establecido. Frecuentemente, para una correcta
determinación, es necesario observar estructuras características de los individuos lo
que conlleva realizar una preparación (en distintos medios, fijos o temporales) para
estudiarla al microscopio.
Esta fase del trabajo implica un amplio conocimiento de los grupos estudiados (con
demasiada frecuencia los organismos observados no se encuentran completos) y la
consulta a claves taxonómicas específicas (abundante presencia de organismos
juveniles que no han desarrollado las características completas de la especie).
La determinación de los taxones se efectua mediante observación por lupa binocular y
por microscopio para aquellos grupos de mayor complejidad. Esta determinación
permite obtener una relación de la presencia o ausencia de distintos organismos en la
zona de estudio con sus abundancias correspondientes, y esta relación se utiliza como
base para la aplicación de métodos matemáticos de carac terización del área.
6. ÍNDICES DE CALIDAD DE AGUAS
Este informe pretende establecer una metodología para determinar la calidad de los
humedales andaluces, mediante el acercamiento a la estructura y funcionamiento a través
de indicadores fisicoquímicos, hidromorfológicos y biológicos, y prestando especial
atención a la búsqueda de aquellos indicadores que influyan de manera más relevante en
la estructura de la biota. Y, por otra parte, una aproximación a la calidad de estos sistemas
mediante la aplicación de indicadores de calidad fisicoquímicos e índices bióticos
Son varios los parámetros que usualmente se emplean para evaluar la respuesta de
masas de agua a las cargas de nutrientes y como indicadores del grado trófico. Como se
mencionó anteriormente, existen varias definiciones e interpretaciones de los procesos de
eutrofización.
En este trabajo se estudian diversos índices para establecer cuáles son los que mejor
describen el carácter trófico de los humedales.
Dado que la diversidad en una comunidad es una expresión del reparto de recursos y
energía, su estudio es una de las aproximaciones más útiles en el análisis comparado de
las comunidades.
En el caso de las comunidades, la diversidad se refiere a la heterogeneidad biológica, es
decir, a la cantidad y proporción de los diferentes elementos que contenga el sistema. Una
disminución de la diversidad nos indica que la comunidad está poco estructurada y
sometida a una situación de impacto o estrés. En este estudio, se aplicarán los índices
referentes a la diversidad a las comunidades de plancton y a las que forman parte del
bentos.
6.1 Índices de calidad fisicoquímicos del estado trófico
Son varios los parámetros fisicoquímicos que usualmente se emplean para evaluar la
respuesta de masas de agua a las cargas de nutrientes y como indicadores del grado
trófico.
La catalogación trófica se ha alcanzando mediante la aplicación e interpretación de
una serie de indicadores de amplia aceptación, propuestos en la bibliografía y la
Directiva Marco del Agua (DMA). Se evaluan los siguientes parámetros:
Concentración de nutrientes
Concentración de nutrientes
La concentración de fósforo total es un parámetro muy empleado en diversos índices
que contemplan su concentración media anual para la catalogación del estado trófico,
entre los que se pueden citar las siguientes:
?? EPA: con tres categorías tróficas y límites de 10 y 20 µg/l.
<0.01 mg/l 0.01 mg/l - 0.02 mg/l >0.02 mg/l
Oligotrófico Mesotrófico Eutrófico
?? LEE, JONES & RAST, con cinco categorías tróficas y límites de 8, 12, 28 y 40
µg/l.
<0.008 mg/l 0.008 mg/l - 0.012 mg/l 0.012 mg/l -0.028 mg/l 0.028 mg/l -0.04 mg/l >0.04 mg/l
Ultraoligotrófico Oligotrófico Mesotrófico Eutrófico Hipereutrófico
??MARGALEF, con dos categorías tróficas y límite de 15 µg/l.
<0.015 mg/l >0.02 mg/l
Eutrofia moderada Eutrofia avanzada
??
??OCDE, con cinco categorías tróficas y límites de 4, 10, 35 y 100 µg/l. En
general, el índice de la OCDE refleja suficientemente el grado trófico, y
además, es el de más amplio uso.
<0.004 mg/l 0.004 mg/l - 0.01 mg/l 0.01 mg/l -0.035 mg/l 0.035 mg/l -0.1 mg/l >0.1 mg/l
Ultraoligotrófico Oligotrófico Mesotrófico Eutrófico Hipereutrófico
??
Transparencia medida con el disco de secchi
El efecto de los sólidos en suspensión se refleja en la profundidad de visión del disco
de Secchi. Este parámetro, da lugar a los siguientes índices (media y mínimo anual en
m):
?? LEE, JONES & RAST, con cinco categorías tróficas y límites de 1.8, 2.4, 3.8 y
4.6.
<1.8 m 1.8 m – 2.4 m 2.4 m – 3.8 m 3.8 m – 4.6 m >4.6 ml
Ultraoligotrófico Oligotrófico Mesotrófico Eutrófico Hipereutrófico
??MARGALEF, con dos categorías tróficas y límite de 3.
<3 m >3 ml
Eutrofia moderada Eutrofia avanzada
??OCDE, con cinco categorías tróficas y límites de 1.5, 3, 6 y 12 para la media
anual y de 0.7, 1.5, 3 y 6 para el mínimo anual
<1.5 m 1.5 m – 3 m 3 m – 6 m 6 m – 12 m >12 m
Ultraoligotrófico Oligotrófico Mesotrófico Eutrófico Hipereutrófico
Concentración de clorofila A
Se trata de un indicador de respuesta trófica y, por lo tanto, integra todas las variables
causales, de modo que está influido por otros condicionantes ambientales además, de
estarlo por los niveles de nutrientes.
Se emplean dos valores: media anual y máximo anual. Los índices a contrastar son los
siguientes:
?? EPA con tres categorías tróficas y límites de 3 y 20 (máximo anual).
<3 µg/l 3 µg/l - 20 µg/l >20 µg/l
Oligotrófico Mesotrófico Eutrófico
?? LEE, JONES & RAST, con cinco categorías tróficas y límites de 2.1, 3, 6.7, 10
µg/l de clorofila (media anual).
<2.1 µg/l 2.1 µg/l - 3 µg/l 3 µg/l – 6.7 µg/l 6.7 µg/l - 10 µg/l >10 µg/l
Ultraoligotrófico Oligotrófico Mesotrófico Eutrófico Hipereutrófico
??MARGALEF, con dos categorías tróficas y límite de 5 µg/l de clorofila (media
anual).
<5 µg/l >5 µg/l
Eutrofia moderada Eutrofia avanzada
??OCDE, con cinco categorías tróficas y límites de 1, 2.5, 8 y 25 para la media
anual de clorofila y de 2.5, 8, 25 y 75 para el máximo anual.
Media anual
<1 µg/l 1 µg/l – 2.5 µg/l 2.5 µg/l - 8 µg/l 8 µg/l - 25 µg/l >25 µg/l
Ultraoligotrófico Oligotrófico Mesotrófico Eutrófico Hipereutrófico
Máximo anual
<2.5 µg/l 2.5 µg/l – 8 µg/l 8 µg/l - 25 µg/l 25 µg/l – 75 µg/l >75 µg/l
Ultraoligotrófico Oligotrófico Mesotrófico Eutrófico Hipereutrófico
??
El índice de la OCDE conviene complementarlo con otro que considere la densidad
celular, como el de la EPA.
Índice de estado trófico de Carlson (TSI)
Su finalidad es determinar el grado trófico del agua en función de valores obtenidos a
partir de la profundidad del disco de Secchi y las concentraciones de clorofila y de
fósforo total.
Su expresión se da en la siguiente tabla
Parámetros Función
Clorofila (µg/L) TSI (Chl) = 9.81 ln (Chl) + 30.6
Disco Secchi (m) TSI (SD) = 60 - 14.41 ln (SD)
Fósforo total (µg/l) TSI (TP) = 14.42 ln (TP) + 4.15
Media TSI Media TSI = (TSI (DS) + TSI (Clor.) + TSI (P tot))/3
La categoría trófica se obtiene a partir del valor obtenido en la Media TS del índice.
Categoría trófica Valor Ultraoligotrófico <20
Oligotrófico 20-40 Mesotrófico 40-60
Eutrófico 60-80 Hipereutrófico >80
6.2 Índices de calidad biológicos
6.2.1 Consideraciones generales
La evaluación de la calidad ambiental del entorno se ha convertido en una prioridad en
los últimos tiempos debido al creciente convencimiento por parte de la sociedad del
deterioro que sufre.
Los análisis basados en la toma de muestras puntuales pueden pasar por alto la
existencia de vertidos intermitentes o puntuales cuyos efectos pueden ser
neutralizados a las pocas horas por las condiciones hidrodinámicas, pero que pueden
haber afectado negativamente a los organismos que habitan en la zona.
Una alternativa sería el establecimiento de registros continuos en los puntos más
susceptibles de la alteración, pero resultaría caro y obligaría a dejar amplias zonas sin
control.
De cualquier forma, la finalidad última de cualquier evaluación de la calidad ambiental
de las aguas es el efecto que tendrá sobre la vida, así que deben ser los organismos
los que caractericen e informen de la calidad ambiental del medio.
A partir de los organismos de vida sésil y asociados a un sustrato, se pueden realizar
aproximaciones que permitan utilizarlos como indicadores de las condiciones del
medio en distintos niveles de organización biológica, desde respuestas genéticas y
fisiológicas de individuos hasta los cambios a gran escala de los ecosistemas.
Sin embargo, es la comunidad el nivel más utilizado en la mayoría de los estudios ya
que refleja la respuesta simultánea de muchas especies. El uso de niveles de
organización más bajos, como el bioquímico o celular, requieren un gran esfuerzo
experimental que refleja las condiciones de un organismo justo en el momento del
muestreo, mientras que la estructura de un conjunto de organismos refleja las
condiciones durante un periodo de tiempo.
Una consideración previa es la necesidad de tener en cuenta algunas puntualizaciones
como es caracterizar y distinguir aquellos cambios naturales que se producen en los
sistemas como consecuencia de sus respuestas a las variables, tanto bióticas como
abióticas, que imperen en una zona, de aquellos cambios provocados por las posibles
perturbaciones externas.
Por otro lado, la elección del nivel de comunidad se realiza por la imposibilidad
práctica de trabajar con el ecosistema en su totalidad, por ello los estudios se realizan
encaminados hacia alguno de sus componentes y asumiendo que sus respuestas son
un reflejo general de las condiciones del medio.
Un aspecto importante es la elección del atributo de la comunidad a estudiar, por
ejemplo, abundancia o biomasa. Según determinados autores, la biomasa da una
mejor medida de la importancia ecológica de las especies, si bien y en la práctica, los
análisis multivariantes de abundancia y biomasa ofrecen resultados muy similares, ya
que las especies responsables de la discriminación entre estaciones son diferentes.
De igual forma, Alcolado (1985) afirma que si el objetivo de un estudio es interpretar el
ambiente en base a su influencia sobre la composición faunística, se debe buscar una
magnitud que refleje el grado de adaptación por supervivencia. La simple presencia es
ya una prueba de adaptación, y el número de individuos es proporcional a la
capacidad de la especie concreta de persistir en esas condiciones, ya sea por
tolerarlas fisiológicamente o por su influencia en su intensidad reproductiva
(estrategias r o k).
La biomasa, si bien puede indicar condiciones más favorables, no tiene por qué reflejar
una respuesta adaptativa de supervivencia en ese medio, además de interactuar con
otros factores, por ejemplo: individuos con estructuras de anclaje soportarán mejor
condiciones de alto hidrodinamismo, independientemente de ser especies de gran o
pequeño tamaño, mientras que un alto número de individuos sí informan sobre las
condiciones favorables para ese tipo de especie.
Podemos concluir que el número de individuos es un reflejo de la estructura de la
comunidad mientras que la biomasa es un parámetro de la organización (aspecto
energético o trófico).
6.2.2 Tratamiento de los datos
De cada una de las muestras se extrae e identifica el número de individuos de cada
una de los taxones que forman la estructura de la comunidad, pero cuando se busca
evaluar el estado ambiental de una zona en función de su incidencia en las
comunidades biológicas, la magnitud a medir debe reflejar el grado de supervivencia
de éstas. La presencia de una determinada familia es una prueba de ello, pero su
abundancia se incrementa en función de su tolerancia al medio y/o su capacidad
reproductiva.
Los índices convencionales permiten describir las estructuras de las comunidades
bentónicas en base a parámetros univariantes.
Abundancia.
Expresado en valor absoluto y calculado para cada una de las réplicas de cada
muestra, la abundancia de una familia en una estación es el número de individuos total
de dicha familia. Este parámetro es un dato utilizado en todo momento para la
obtención de información referente a la diversidad, debido a que es el nivel taxonómico
mínimo y suficiente que proporciona
una idea básica del estado ambiental
de la muestra.
Dominancia.
El concepto de dominancia conlleva
la idea de que ciertas especies
pueden saturar el ecosistema,
ejerciendo un fuerte control sobre la
presencia de otras especies. Se
encuentra íntimamente relacionada
con la diversidad.
Porcentaje de los taxa más comunes.
Representa la contribución numérica de los taxa mayoritarios. Se expresa como
porcentaje de la abundancia de los taxa con respecto a la abundancia total.
Diversidad.
Para calcular la diversidad se utilizan los índices que se describen a continuación que
se aplican tanto a las comunidades de plancton, como a las de macroinvertebrados.
Por un lado índices de diversidad (1) y por otro de riqueza de especies (2).
1.-Indices de diversidad
La diversidad alfa es una medida de la heterogeneidad de un sistema. En el caso de
los sistemas biológicos, la diversidad se refiere a la heterogeneidad biológica, es decir,
a la cantidad y proporción de los diferentes elementos que contenga el sistema. En la
cuantificación de la diversidad se tienen en cuenta dos componentes, la riqueza de
especies y la equitatividad entre ellas. Una disminución de la diversidad nos indica que
la comunidad está poco estructurada y sometida a una situación de impacto o estrés.
Hay diversas formas de calcular la diversidad:
1.1.- Ìndice de Simpson : Cuando los valores del índice decrecen, la diversidad
crece en forma inversa hasta un valor máximo de 1. Los valores de este índice son
sensibles a las abundancias de una o dos de las especies más frecuentes de la
comunidad y puede ser considerado como una medida de la concentración dominante.
Inicialmente se expresa como:
? = pi2
Siendo pi = ni /N, donde ni es el número de individuos de la especie ‘i’ y N es la
abundancia total de las especies. A medida que el índice se incrementa, la diversidad
decrece. Por ello el índice de Simpson se presenta habitualmente como
1/? = 1/ pi2
que expresa, en realidad, una medida de la dominancia.
1.2.- Índice de Berger-Parker. Este índice mide la dominancia del taxón más
abundante.
d = Nmax / N
Siendo Nmax el número de individuos de la especie más abundante. Se trata de un
índice estructural de dominancia.
1.3.- Índice de McIntosh. Es un índice estructural de dominancia.
D = (N – U) / (N – N1/2)
Siendo U = (ni2)1/2 y ni el número de individuos pertenecientes a la especie i en la
muestra.
1.4.- Índice de Shannon-Wienner. Es la expresión de la diversidad de una
muestra y se expresa como:
H’ = - pi ln pi
Siendo pi la proporción de la especie “i”, es decir, el cociente de el número de
individuos de esa especie entre el número total de individuos.
1.5.- Índice de Pielou. Es la razón que expresa la equitatividad, como la
diversidad H’ (encontrada) con relación al máximo valor que H’ puede alcanzar cuando
todas las especies muestran idénticas abundancias.
E = H’/Hmax = H’/lnS
Donde H´ es el índice de diversidad de Shannon-Wienner.
La diversidad es un número adimensional (se expresa en “bits” o unidades de
información) y varía desde cero, cuando todos los individuos son de la misma familia,
hasta valores crecientes a medida que los individuos se reparten entre un número
mayor de familias.
2.-Riqueza de especies
2.1. Índice de Margalef: Expresa la riqueza específica de una muestra de una
forma sencilla, teniendo en cuenta simultáneamente el número de taxas y el número
de individuos. Se expresa mediante la siguiente fórmula:
DMg = (S – 1) / ln N
Siendo “S” la riqueza o número de taxa y “N” el número total de individuos de la
muestra.
6.2.3 Modelos gráficos
De cada estación de muestreo se obtienen dos matrices de similaridad, una mediante
los parámetros fisicoquímicos (basado en distancias euclídeas) y otra con las
características biológicas (mediante el índice de Bray-Curtis con los datos de
abundancia). Se comparan estas matrices (mediante el coeficiente de correlación
armónica de Spearman) y se establecen las correlaciones correspondientes, y se
determinan los parámetros que favorecen la máxima correlación entre ambas
configuraciones.
Para el análisis de los cambios en la estructura de la comunidad se sigue la estrategia
propuesta por Clarke (1993), que a su vez supone un avance de la clásica de Field et
al (1982). De forma esquemática se basa en cuatro aspectos:
?? Representación de la estructura de la comunidad a través de análisis de
clasificación y ordenación.
?? Determinación de las especies responsables de los agrupamientos observados
en el punto anterior.
?? Test de las diferencias espaciales y temporales de la estructura de la
comunidad.
?? Imbricación de las variables bióticas con las abióticas.
En primer lugar, se establecen las afinidades entre estaciones mediante el índice de
similaridad de Bray-Curtis. Este índice es uno de los más usados actualmente y posee
la propiedad de no verse afectado por las dobles ausencias y de no variar su valor un
cambio en la escala de las medidas. Sin embargo es muy sensible a los valores
extremos, por lo que para la obtención de la matriz de similaridad los datos de
abundancia fueron transformados por la raiz cuarta (4 x ). A partir de esta matriz, las
estaciones son clasificadas mediante un análisis de cluster. El algoritmo de agrupación
será UPGMA (unweighted pairgroup method using arithmetic averages).
Debido al carácter unidimensional de este análisis, a partir de una misma matriz de
similaridad pueden crearse dos o más configuraciones posibles. Por ello es
aconsejable testar la veracidad de un dendrograma con un análisis de ordenación. Un
análisis de ordenación representa a la estructura biológica en un espacio
multidimensional, de tal forma que la distancia entre dos puntos (o estaciones) refleja o
es proporcional a la similaridad en la composición de sus comunidades. El análisis
MDS (non-metric multidimensional scaling) ha sido utilizado gracias a su propiedad de
preservar las distancias, es decir, mantiene el rango de disimilaridades entre muestras
en el rango de distancias. Para testar la veracidad de la ordenación se usa el
coeficiente de estrés de Kruskal (Kruskal y Wish, 1978). Para reducir el valor de este
coeficiente se ha optado por representaciones bidimensionales.
Para determinar las especies responsables de los agrupamientos se ha utilizado el
análisis de porcentajes de similaridad o SIMPER. Calcula la contribución de cada
especie bien a la disimilaridad entre distintos grupos (especies discriminadoras), bien a
la similaridad dentro de un grupo (especies tipificadoras).
Para determinar las variables ambientales que están influyendo en la composición de
la comunidad existen un conjunto de técnicas. Para comparar variables univariantes,
como por ejemplo diversidad, se pueden establecer regresiones lineales entre ésta y
unas pocas variables ambientales que estén sumarizadas en, por ejemplo, un eje del
análisis de componentes principales (PCA). Pero, en la mayoría de los casos, una
estación está representada por una multitud de variables (la abundancia de cada
especie) que queda reflejada en una ordenación MDS. Field et al. (1982) señala la
posibilidad de poder visualizar la relación de una determinada variable abiótica con
una ordenación MDS de tal forma que cada estación esté representada por un símbolo
que es proporcional en tamaño al valor de esa variable en cada lugar.
Proporciona una idea general y rápida, pero una ordenación no tiene porqué estar
explicada por una única variable, de hecho suele ser una combinación de éstas las
que determinan la existencia de una comunidad concreta. Clarke y Warwick (1994)
apuntan como posibilidad la comparación de la ordenación obtenida con las especies
con las ordenaciones obtenidas por la combinación sucesiva de los factores
ambientales. En nuestro caso se ha aplicado el análisis BIO-ENV.
El análisis BIO-ENV (Clarke y Ainsworth, 1993) consiste en la comparación de la
ordenación de las estaciones de muestreo a partir de variables bióticas y abióticas por
separado, y así establecer las variables ambientales que favorecen la máxima
correlación entre las dos configuraciones.
El proceso es el siguiente:
- Obtención de una única ordenación de las estaciones (MDS) a partir de la matriz
de similaridad (índice de Bray-Curtis) realizada con los datos de abundancia de
especies.
- Ordenación espacial de las estaciones (mediante análisis de componentes
principales, PCA) a partir de una matriz de distancias euclídeas realizada con los
factores ambientales. Esta ordenación se efectúa varias veces con todas las
combinaciones posibles de estos factores.
- Comparación mediante el coeficiente de correlación armónica de Spearman (? ? )
de la ordenación biótica con las sucesivas abióticas.
- Obtención del grupo de variables que mejor explican la ordenación biótica.
Por otra lado, la caracterización biogeográfica obtenida con los resultados de los
índices se cruzarán con los datos de regionalización fisiográfica mediante la aplicación
de un análisis canónico de correspondencias (CCA), para comprobar las correlaciones
entre la fauna asociada a los humedales y las distintas variables ambientales (físico-
químicas e hidromorfológicas).
Para el estudio detallado de cada uno de los cuatro grandes sistemas biológicos se
detallan a continuación los índices más adecuado y precisos para cada uno de ellos.
6.2.4 Análisis específicos de los grupos taxonómicos
Fitoplancton
El anexo V de la DMA contempla el
fitoplancton como un indicador de la
calidad biológica de los lagos y
aguas de transición, por lo que es de
gran importancia su descripción e
interpretación en humedales.
En su análisis se evalua la
composición taxonómica y la
abundancia de cada una de las
especies. Asimismo se efectúa un seguimiento de la posible aparición de floraciones
fitoplanctónicas, tal y como se contempla en el anexo V de la DMA. De igual forma se
identificarán especies o incluso grupos funcionales indicadores de alteraciones,
perturbaciones y contaminación.
Una vez analizados todos estos parámetros se comprueba cuál es el grado de
acercamiento de cada humedal a su sistema de referencia o de máximo potencial
ecológico.
Para dar un paso más a las exigencias de la DMA se propone complementar la
información anterior con un índice biótico capaz de englobar la composición,
abundancia y tolerancia a las perturbaciones. Estos índices sirven también de
comparación con el sistema de referencia, y se aplicarán los propuestos por Margalef
en 1983 . De entre los índices que se basan en grupos funcionales existen los
siguientes:
?? Cociente entre diatomeas arrafídeas y centrales
?? Índice grasa/almidón: se calcula mediante el cociente siguiente:
??)cianofitas euglenales s(clorofita
Crisófitos??
?? Cociente entre clorofitas y desmidiáceas
?? Cociente:
asDesmidiáceEuglenales centrales Diatomeas esClorococal Cianofitas ???
Estos índices son muy generales y pueden no ser aplicables a todos los humedales
andaluces. Por ejemplo, en aquellos casos en que las poblaciones no presenten
desmidiáceas, no serían aplicables los dos últimos. Igualmente, en sistemas muy
pobres en diatomeas no tiene sentido aplicar el primero.
La identificación de grupos funcionales que caracterizan a un tipo de aguas permite
clasificar los humedales e interpretar la información que proporciona el fitoplancton.
Alonso (1998) hace una clasificación de lagunas, separándolas por diversos factores
(salinidad, la temporalidad y la turbidez) y observa que existen comunidades
fitoplanctónicas asociadas a distintos ambientes.
A partir de aquí sería preciso la aplicación de los índices de diversidad y riqueza de
especies desarrollados anteriormente.
Fitobentos
El fitobentos es la comunidad de algas que se desarrolla sobre sustratos sólidos
(piedras, macrófitas, sedimento, etc), compuesta en su mayor parte por diatomeas.
Aparece recogido en el anexo V de la DMA como un indicador de la calidad biológica
en lagos. Aunque para las aguas de transición no se tiene en cuenta dentro de la
DMA, puede proporcionar una información muy útil.
En lagos, la Directiva contempla la necesidad de realizar un examen de la composición
taxonómica de la comunidad así como analizar la abundancia de las especies.
De igual forma a como se expresó para el fitoplancton, y con el fin de cuantificar y
englobar toda la información emergente del análisis taxonómico, se propone la
aplicación de índices bióticos. Se emplearán los siguientes:
1.- Índices de diversidad y de riqueza de especies tal y como se ha sugerido para el
fitoplancton.
2.- Índices bióticos específicos para el fitobentos: existen numerosos índices bióticos
de calidad basados en diatomeas (quizás el grupo de algas mejor estudiado) que han
sido ampliamente testados y proporcionan una imagen fiel de la calidad del agua, tales
como el BDI (Biological Diatom Index), el SPI (Specific Polluosensivity Index) y
muchos otros.
Estos índices se han diseñado para ríos, pero se han hecho intentos preliminares de
aplicarlos a humedales españoles con resultados satisfactorios (Blanco, 2004). Se
propone su aplicación en los humedales andaluces.
Zooplancton
La comunidad de zooplancton es un
parámetro biológico que no está recogido en
la Directiva Marco de Agua, pero su
consideración es esencial como un indicador
de la calidad de los humedales.
Por un lado, es necesario para la
comprensión de la estructura y composición
de la comunidad algal, dado que ésta
constituye la fuente de alimentación del zooplancton. Ambas comunidades
interaccionan entre sí, de modo que una no podría interpretarse sin la otra. Del mismo
modo, el nivel de eutrofia en el sistema, definirá una determinada estructura de
zooplancton, en función de la concentración y las características del alimento
disponible.
Por otro lado, como parámetro individual, constituye un buen factor para la tipificación
de humedales. En sistemas tan fluctuantes como son los humedales mediterráneos,
diversos parámetros ambientales varían en límites muy amplios, como son la
salinidad, la turbidez y la temporalidad de la masa de agua, lo que se corresponde con
una variabilidad en la distribución de los organismos basada en sus límites de
tolerancia. Alonso en 1998 aborda la tipología de charcas y lagunas españolas en
base a dichos parámetros ambientales y a la correspondencia con distintas
comunidades de crustáceos del zooplancton, llegando a discriminar trece tipos de
humedales.
Por ello, al contemplar el zooplancton como un indicador de la calidad biológica e
íntimamente ligado a la dinámica del fitoplancton se determinará, tal como incluye el
anexo V de la DMA para la comunidad de fitoplancton, la composición y abundancia
de aquél mediante la metodología descrita en el anexo. De igual forma se identificarán
especies o incluso grupos funcionales indicadores de alteraciones, perturbaciones y
contaminación.
Respecto a la utilización de índices bióticos como un elemento integrador de la
composición, abundancia, diversidad y tolerancia a perturbaciones, aún no se ha
descrito alguno basado en zooplancton, por tanto es preferible, por un lado, identificar
dentro de las poblaciones especies o grupos con sentido indicador y por otro lado,
aplicar índices de diversidad y riqueza de especies (desarrollados anteriormente).
Dados los precedentes citados en este apartado respecto a los organismos más
representativos del zooplancton como indicadores de los diversos tipos de humedales,
es importante incluir la distribución de los crustáceos en dichos sistemas.
Macroinvertebrados
De los cuatro grandes sistemas biológicos existentes el bentos refleja bien la calidad
ambiental, debido fundamentalmente a que sus componentes son en su mayoría
sedentarios o de escasa movilidad y con ciclos de vida relativamente largos, por lo
cual tienen capacidad de guardar la información de lo acontecido en un área concreta
durante un periodo considerable de tiempo.
Uno de los principales problemas que se plantean para la caracterización
medioambiental de una zona es la obtención de muestras cuantitativas, que en un
último plano permitan establecer comparaciones a un nivel espacial más extenso. El
componente faunístico más ampliamente estudiado desde el punto de vista ambiental
son los macroinvertebrados asociados a los fondos blandos. Las razones son
variadas, pero especialmente la posibilidad de realizar muestreos remotos por medio
de dragas y, derivado de ello, por su relativamente fácil cuantificación.
- Los objetivos generales del estudio de los macroinvertebrados son los siguientes:
1. Descripción de la comunidad biótica de los humedales y evaluar su valor
ecológico (objetivo definido en el anexo I)
2. Adquirir el conocimiento sobre la biodiversidad de la macrofauna bentónica
de los humedales
3. El grado de alteración de la composición de la comunidad de
macroinvertebrados debe poder ser evaluada y reflejada en una escala que
contenga un número bajo de niveles.
4. Debe permitir aumentar el conocimiento de la presencia y la distribución de
los macroinvertebrados más comunes y típicos, facilitando su identificación.
La composición y la abundancia de la fauna béntica de un humedal varía
sensiblemente entre el verano y el invierno; las dos campañas de muestreo deben
ajustarse a los periodos de invierno/primavera (febrero-abril) y verano/otoño (junio-
septiembre) ya que permiten tener en cuenta si la presencia de las larvas de insectos
son debidas a diferencias específicas de eclosión. Además permite discernir entre los
nacimientos estacionales de aquellos debidos a fuertes variaciones de la calidad del
agua.
Los periodos de muestreo deben escogerse en función de las características
hidrológicas de los lugares y manteniendo periodos de tiempo de dos-tres semanas
tras un periodo de sequía severo.
Tal como se ha comentado anteriormente, la singularidad de los humedales
mediterráneos y la ausencia de índices desarrollados explícitamente para las
características de los mismos, pero aplicados en los lagos del norte de Europa,
determinan la necesidad de elaborar una metodología de trabajo específica.
Algunos de los índices desarrollados específicamente para los cursos fluviales y que
pueden tener aplicación en el caso de los humedales son:
- Número de especies: es el número total de especies o taxa encontrados en una
muestra. Valores altos de este parámetro son asociados con condiciones de aguas
limpias.
- Riqueza EPT: este índice denota el número total de especies de los órdenes
Ephemeroptera, Plecoptera y Trichoptera, que son considerados como los
organismos más identificados con aguas limpias, y su presencia se asocia con
aguas de buena calidad.
- Índice biótico de Hilsenhoff: se calcula multiplicando el número de individuos de
cada una de las especies con un valor de tolerancia asignado, sumando estos
productos, y dividiendo por el número total de individuos. En una escala de 0 a 10
en función de la tolerancia (de la intolerancia 0 a muy tolerantes 10), determina
que altos valores de este índice reflejan situaciones de polución orgánica, mientras
que bajos valores son indicativos de condiciones de aguas limpias.
FBI Calidad del agua Grado de polución
0.00 – 3.75 Excelente Polución orgánica poco probable
3.76 – 4.25 Muy buena Leve polución orgánica
4.26 – 5.00 Buena Probable polución orgánica
5.01 – 5.75 Aceptable Probable polución leve
5.76 – 6.50 Aceptable-pobre Polución sustancial
6.51 – 7.25 Pobre Polución muy sustancial
7.26- 10.00 Muy pobre Polución orgánica severa
- Modelo del porcentaje de afinidad (Novak y Bode, 1992): es una medida de la
similaridad basado en el porcentaje de abundancia, en una comunidad no alterada,
de 7 grupos taxonómicos. En el caso de muestras obtenidas mediante dragado, el
modelo para comparar la similaridad es 20% Oligochatea, 15% Mollusca, 15%
Crustacea, 20% Insecta (sin Chironomida), 20% Chironomidae y 10% otros.
- Riqueza NCO: denota el número total de especies de los organismos incluidos en
los grupos Chironomidae y Oligochaeta. Ambos grupos suelen ser los más
abundantes en comunidades alteradas.
- Índice biótico BMWP (Armitage y al, 1983; Friedrich y al, 1996; Inés, 1998; Mackie,
1998). Los organismos se identifican a nivel de familia y cada familia recibe una
puntuación entre 1 y 10; esta puntuación individual de las familias refleja su
tolerancia a la polución. Las familias intolerantes a la polución tienen altas
puntuaciones, mientras que las familias tolerantes presentan bajos valores.
- Índices de similaridad de las comunidades (Plafkin y al, 1989). Estos índices se
usan en situaciones en las que existe una comunidad de referencia que usar como
comparación. También sirven para efectuar estudios de temporalidad a partir de un
estadio determinado como nivel inicial.
Las especies indicadoras, la abundancia y los índices de diversidad pueden utilizarse
también para la evaluación del estrés de las poblaciones de macroinvertebrados
bentónicos debido a los cambios en la calidad del agua (aplicado a partir de los
trabajos realizados por Energy and Wetlands Research Group, Center for Ecological
Science, Indian Institute of Science de Bangalore).
- Sistema de evaluación biológica de la calidad del agua.
Basado en la clasificación como de los macroinvertebrados como indicadores, en
función de su tolerancia a la polución orgánica. Los organismos indicadores están
divididos en cinco clases representativas de los distintos grados de calidad del agua.
Macroinvertebrados
indicadores Abundancia
Niveles de DBO
esperados Calidad del agua
Ephemeroptera Trichoptera Plecoptera
C – D 1 ó <1 Limpia
Odonata Hemiptera A – E 1 – 5 Ligeramente
polucionada
Coleoptera Crustacea A – E 5 – 10 Moderadamente
polucionada
Annelida (Hirudinea) Diptera Mollusca
A – E 1 – 15 Altamente polucionada
Annelida Diptera A – E 20 – 30 Excesivamente
polucionada
- La clasificación basada en la abundancia de los individuos es la siguiente:
Abundancia Nº de individuos Agrupamiento
A 1 Único
B 2 – 10 Escaso
C 11 – 50 Común
D 51 – 100 Muy común
E 101 – 1.000 Dominante
F 1.001 – 10.000 Excesivo
G >10.000 Sólo esta especie
- La relación entre el índice de Shannon (expresado como el logaritmo en base 2) y la
calidad del agua es la siguiente:
H Calidad del agua
>3 Limpia
1-3 Moderadamente polucionada
<1 Fuertemente polucionada
7. BIBLIOGRAFÍA
Cladocera: The Chydonimae and Sayciinae (Chydonidae) of the world. Surimov, N.N. SPB
Academic Publishing. (1996).
Copepoda: Cyclopoida. Karaytug, S. SPB Academic Publishing. (1999).
Copepoda-Calanoida: Diaptomidae. Reddy, R. SPB Academic Publishing. (1994).
Directiva 2000/60/CE del Parlamento Europeo y del Consejo de 23.X.2000 por la que se
establece un marco comunitario de actuación en el ámbito de la política de agua.
Fauna acuática de las salinas del P. N. Bahía de Cádiz. Arias, A.M. y Drake, P. Ed.
EGMASA. Consejería de Medio Ambiente. Junta de Andalucía.
Fauna Ibérica: Crustacea Branquiopoda. Alonso, M. Museo Nacional de Ciencias
Naturales. CSIC. Madrid. (1996).
Fauna y flora del mar mediterráneo. Riedl, R. Ed. Omega, Barcelona. (1986).
Flore des Diatomées des eaux douces et saumâtres. Germain, H. Ed. Bonbée. París.
(1981).
Horizontal Guidance on Wetlands. Final version 8.0. Common Implementation Strategy for
the Water Framework Directive (2000/60/EC). (2003)
Identifying marine phytoplankton. Ed. By Carmelo R. Tomás. Academic Press. San Diego.
(1997).
Invertébrés d`eau douce, systématique, biologie, écologie. Tachet, H. CNRS Éditions,
París. (2000).
Les algues d`eau douce. Vol I, II y III. Bourrelly, P. Ed. Bonbée. París. (1981).
Status of Wetlands : characterisation. Centre for Ecological Sciences. Indian Institute
Sciences of Bangalore (2000).
The freshwater algal flora of the British Isles. Ed. By John, DM; Whitton, B.A. and Brook,
A.J. Cambridge University Press. (2002).
The rotifers of Spanish reservoirs: ecological, systematical and zoogeographical remarks.
De Manuel, J. Limnética, vol. 19: 91-167. (2000).
ANEXO2.- METODOS DE ANALISIS
Determinación de pH (EPA 150.1)
La fuerza electromotriz producida en el sistema de electrodos varía linealmente con el
pH. Esta relación lineal se establece comparando la fuerza electromotriz con el pH de
diferentes tampones. El valor de pH de la muestra se determina por interpolación.
Determinación de conductividad (S.M. 2510 A y B) // salinidad (SM 2520 A y B)
Dos electrodos de igual superficie, mantenidos paralelos a una distancia determinada
y sumergidos en una solución ofrecen una resistencia al paso de la corriente. Esta
resistencia es directamente proporcional a la longitud de la columna de agua e
inversamente proporcional a su sección.
La conductividad eléctrica de una muestra es la conductancia (inversa de la
resistencia) de una columna de agua comprendida entre dos electrodos metálicos de
un centímetro cuadrado de superficie y separados entre si un centímetro.
El valor de salinidad se calcula partir del resultado de conductividad, utilizando la
Escala de Salinidad Práctica. Esta escala se realizó a partir de una solución de KCl.
Una muestra de agua de mar con una conductividad a 15ºC igual a la de una solución
de KCL que contiene una masa de 32,4356 g en 1 kg de solución, se define como
poseedora de una salinidad de 35. Indicar que el valor de salinidad así expresado es
adimensional.
Determinación de oxígeno disuelto (ITG-M-013)
La diferencia de potencial entre dos electrodos sumergidos en la muestra causada por
un voltaje externo, hace que el oxígeno que pasa a través de una membrana porosa
se reduzca en el cátodo; produciendo una corriente eléctrica proporcional a la presión
parcial del oxígeno en ella,
Determinación de temperatura (EPA 170.1)
La temperatura en la muestra es proporcional a la variación en el valor de la
resistencia de un termistor. Los valores se obtienen por interpolación.
Determinación de Transparencia (ITG-M-061)
Una muestra de agua que contiene sustancias no disueltas atenua la radiación
incidente. Además las particular insolubles presentes difunden la radiación de forma
desigual en todas direcciones.
Se introduce un disco de transparencia en el agua. A la profundidad de extinción de
este se le denomina transparencia; siendo un método semicuantitativo de determinar
la cantidad de elementos insolubles presentes.
Determinación de nitratos en muestras acuosas (EPA 353.2)
La muestra es pasada a través del sistema
de flujo en el que se ha colocado una
columna de reducción de cadmio con lo
cual el nitrato presente en la muestra se
reduce a nitrito. El nitrito, el presente
originalmente en la muestra más el nitrito
producido a partir del nitrato reducido, en
medio ácido, provoca la reacción de
diazotación con la sulfanilamida para
formar la sal de diazonio. Ésta se transforma en un producto coloreado rosa-púrpura
adecuado para su cuantificación colorimétrica por reacción con el N-1-naftil-
etilendiamina-diclorhidrato. La medida de la absorbancia se realizará a 550 nm
Determinación de nitritos en muestras acuosas (EPA 353.2)
El nitrito de la muestra, en medio ácido, provoca la reacción de diazotación con la
sulfanilamida para formar la sal de diazonio. Ésta se transforma en un producto
coloreado rosa-púrpura adecuado para su cuantificación colorimétrica por reacción con
el N-1-naftil-etilendiamina-diclorhidrato. La medida de la absorbancia se realizará a
550 nm
Determinación de fosfato en muestras acuosas (EPA 365.4)
El molibdato amónico y el tartrato de potasio-antimonio reaccionan con el ion fosfato
en medio ácido para dar lugar a un complejo antimonio-fosfomolibdato. Éste, tras la
reducción por el ácido ascórbico, produce un intenso color azul adecuado para su
determinación fotométrica. La medida de la absorbancia se realizará a 880 nm.
Determinación de amonio en muestras acuosas (EPA 350.1)
El fenol alcalino y el hipoclorito reaccionan con amonio para formar azul de indofenol
que es proporcional a la concentración de amonio. El color azul producido es
intensificado con nitroprusiato sódico. La medida de la absorbancia se realizará a 630
nm
Determinación de metales en muestras acuosas (SM-3111 A Y B)
Los compuestos metálicos
presentes en las muestras se
reducen a estado elemental
una vez aspirados en la llama
de un mechero. Los átomos,
en fase gaseosa, absorben
radiaciones cuyas energías
coinciden exactamente con
las de sus transiciones
electrónicas. Las líneas de
absorción atómica son muy estrechas y las energías de transición son características
de cada elemento. Utilizando como fuente de radiación una lámpara de cátodo hueco
que emite a la longitud de onda determinada, la energía absorbida en la llama es
proporcional a la concentración de metal contenido en la muestra.
Determinación de nitrógeno total en muestras acuosas (ITM-M-007)
En un sistema de análisis de flujo segmentado, los compuestos orgánicos presentes
en la muestra son digeridos a pH 4 mediante persulfato potásico. Los iónes amonio
originalmente presentes y los formados durante la digestión se convierten en nitratos
mediante la oxidación por el persulfato potásico, catalizado por radiación U.V..
Finalmente el nitrato presente se determina en la muestra colorimétricamente después
de su reducción a nitrito.
Determinación de fósforo total en muestras acuosas (SM 4500 P, B Y C)
El fósforo se puede presentar en combinación
con materia orgánica, por lo que se puede
determinar el fósforo total, por medio de una
digestión previa de la muestra, produciéndose
una liberación del fósforo como ortofosfato.
El ortofosfato reacciona con el molibdato
amónico y el tartrato antimonílico potásico, en
medio ácido, para formar un heteropoliácido de color amarillo pálido, el ácido
fosfomolíbdico, que se reduce a azul de molibdeno, de color intenso, por el ácido
ascórbico.
Determinación de carbono orgánico total en muestras acuosas (EPA 415.1)
El principio se basa en la determinación del Carbono Orgánico Total por diferencia
entre Carbono Total y Carbono Inorgánico.
C.O.T. = C.T. - C.I.
El C.I. de la muestra se determina, sometiendo la muestra a unas condiciones
determinadas de acidez y temperatura, de modo que, todo el C.I. es convertido en CO2
el cual se mide. En estas condiciones el carbono orgánico no es oxidado, y por tanto
sólo se mide carbono inorgánico.
El C.T. se mide por combustión a alta temperatura (680ºC) con un catalizador de Pt. El
C se oxida a CO2 y posteriormente se mide mediante un detector de Infrarrojos no
dispersivo.
Determinación de clorofila-a (SM-10200 H 1 Y 2)
Del plancton, una vez concentrado mediante filtración, se extraen los pigmentos con
acetona acuosa. Se determina la densidad óptica (absorbancia) del extracto en un
espectrofotómetro a 664, 647 y 630 nm. Se utiliza la lectura de absorbancia a 750 nm
como corrección de turbidez.
Determinación de Sólidos Totales (ITG-M-005)
Una cierta cantidad de muestra correctamente mezclada es transferida a una cápsula
de evaporación, previamente secada a 105 ºC y pesada. La cápsula es sometida a
proceso de evaporación El aumento de peso sobre el de la cápsula vacía corresponde
a los sólidos totales.
Determinación de Sólidos en Suspensión (UNE-EN-872)
El aumento de peso de un filtro de fibra de vidrio (Whatman GF-C) secado a 105 ? 3
ºC tras la filtración de un volumen conocido de muestra, corresponde a la cantidad de
sólidos en suspensión del agua filtrada.
Determinación de Sulfatos (ITG-M-053)
El ión SO4 2- presente es convertido a SO4Ba insoluble bajo condiciones controladas.
Se mide la absorbancia luminosa de la suspensión con un espectrofotómetro y se
determina la concentración de SO4 2- por comparación de la lectura con una curva
patrón.
Determinación de Carbonatos y Bicarbonatos (SM 2320 B)
Se realiza la valoración de una porción de muestra con ácido clorhídrico hasta pH 8,3
(Alcalinidad a la fenolftaleina) y pH 4,5 (Alcalinidad total). A partir de estos datos y
mediante cálculos sobre una base estequiométrica, se obtienen las concentraciones
de los iones carbonatos y bicarbonatos presentes.
Determinación de Cloruros (SM 4500 Cl-B)
Una porción de muestra con un pH comprendido entre 7 y 10 und pH a la que
previamente se le ha adicionado una solución indicadora de cromato potásico, se
valora con nitrato de plata. En una solución neutra o ligeramente alcalina, el cromato
potásico puede indicar el punto final de la titulación de Cl- con nitrato de plata por
precipitación del cloruro de plata antes de formarse el cromato de plata rojo.
Determinación de plaguicidas (ITP-M-009)
La muestra es sometida a extracción líquido-líquido con diclorometano. El extracto
obtenido es concentrado a temperatura controlada bajo atmósfera de nitrógeno,
transferido a hexano e inyectado posteriormente en un cromatógrafo de gases con
detección por espectrometría de masas.
Determinación de metales en muestras de sedimentos (EPA 3015-3051)
La muestra de sedimento, previo secado en estufa a 105ºC ? 3 ºC durante 24 horas,
se somete a un proceso de digestión ácida en microondas. En él se reduce la
interferencia de la materia orgánica, así como convierte las distintas formas de metal
asociado a las partículas a una forma (normalmente libre) en la que pueda
determinarse su concentración. La concentración del metal en el licor producto de la
digestión es proporcional a la concentración de metal en el sedimento.
Determinación de materia orgánica en muestras de sedimentos (CRAFT 1991)
La muestra de sedimento, previo secado en estufa a 105ºC ? 3 ºC durante 24 horas,
se combustiona en un horno a 550ºC durante dos horas. La diferencia de peso entre la
muestra seca y la combustionada es proporcional a su contenido en materia orgánica.
Determinación de nitrógeno total, nitratos, nitritos y amonio en muestras de
sedimentos (UNE 77306)
Por medio de una extracción con una disolución de cloruro de calcio de muestras de
sedimentos secados al aire, se extraen las diferentes fracciones de nitrógeno. Las
concentraciones de nitratos, nitritos, amonio y nitrógeno total se determinan
directamente en el extracto utilizando alguna de las técnicas colorimétricas descritas
anteriormente.
Determinación de fósforo total y fosfatos en muestras de sedimentos (métodos
oficiales de análisis MAPA)
Por medio de una extracción con una disolución de bicarbonato sódico de muestras de
sedimentos secados al aire, se extraen las diferentes fracciones de nitrógeno. Las
concentraciones de fosfato y fósforo total se determinan directamente en el extracto
utilizando alguna de las técnicas colorimétricas descritas anteriormente.
