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DISTRIBUCIÓN DE ALGUNAS ESPECIES DE VERTEBRADOS TERRESTRES EN LA CUENCA DEL RÍO ULLA (GALICIA) EN RELACIÓN CON LA CALIDAD DE LAS AGUAS
INTRODUCCIÓN Diversas especies de aves y mamíferos están adaptadas a la vida en los ríos y, aunque no son propiamente animales acuáticos, su alimentación depende principalmente de los peces o invertebrados presentes en este hábitat. Estas presas han demostrado ser muy sensibles a distintas alteraciones ambientales (HELLAWEL, 1978; ALABASTER y LLOYD,1980), produciéndose cambios en la estructura, composición y abundancia de sus comunidades con la contaminación, por lo que es probable que la degradación de las aguas pueda afectar indirectamente a las poblaciones de estos vertebrados. Ello ha llevado a relacionar la distribución de algunas de estas especies con perturbaciones de las aguas: destaca especialmente el uso del Mirlo Acuático (Cinclus cinclus L.) (ORMEROD et al., 1985; KAISER, 1985; ORMEROD y TYLER, 1987) y, en menor medida de la Lavandera Cascadeña (ORMEROD y TYLER, 1987), como indicadores de la acidificación del agua. Asimismo, la polución del agua ha sido señalada como una de las posibles causas de la regresión de las poblaciones del Desmán de los Pirineos (Galemyls pyrenaicus G.) (RICHARD, 1985; PODUSCHKA y RICHARD,1986) y de la Nutria (Lutra lutra L.) en Europa (CHANIN y JEEFERlES, 1978; OLSON et al., 1981). En este capítulo se estudia la distribución de la Nutria, del Desmán de los Pirineos y de ejemplares reproductores de Lavandera Cascadeña y Mirlo Acuático en la cuenca en relación con la calidad de las aguas medida con muestreos de macroinvertebrados y análisis fisicoquímicos. ÁREA DE ESTUDIO Y MÉTODOS Área de estudio Comprende la cuenca del río Ulla (Figura 1), segunda en extensión de Galicia (2.764 km2), con un clima dominado por el componente oceánico. Sus máximas altitudes se sitúan en torno a los 1.000 m, aunque pronto el curso principal alcanza los 200 m. Los cursos discurren por terrenos ocupados por esquistos y rocas graníticas y básicas. Los suelos son ácidos y pobres en calcio y fósforo, lo que determina que las aguas de los cursos sean ácidas (pH comprendidos entre 5,5-7,5) y de baja conductividad (generalmente <100 uS/cm). Los focos de alteración de la calidad del agua en la cuenca son de diverso tipo, destacando los siguientes: - Dos explotaciones mineras a cielo abierto antiguamente dedicadas la extracción de calcopirita y cuyas aguas vierten respectivamente a los ríos Sta. Lucía y Brandelos. Producen una fuerte acidificación de las aguas acompañada de la disolución de metales pesados (CALVO et al., l991), especialmente el caso de 1as minas que vierten al Brandelos, y que llegan a afectar al curso principal tras su desembocadura. - Los vertidos urbanos de Santiago de Compostela, básicamente de tipo orgánico, en el río Sar (véase MACIAS et al., 1991). - La central hidráulica de Portodemouros, que produce fuertes cambios de caudal en el curso principal a lo largo de todo el año. Muestreos Para la localización de las dos especies de aves realizamos transectos a lo largo del río de tramos de 500 m, que fueron repetidos en dos fechas distintas a lo largo de marzo, mayo, junio y principios de julio de 1988 y 1989. Durante estos ransectos las aves fueron localizadas por observación directa, tomándose la presencia de un ejemplar adulto en alguna de las visitas como presencia de un territorio de cría. La distribución de la Nutria fue establecida mediante la búsqueda de excrementos (JEFFERIES, l986) en los mismos transectos. Para el Desmán intentamos muestreos con nasas (PEYRE, 1956), pesca eléctrica o por localización de excrementos, aunque ninguno de estos métodos se ha mostrado útil para detectar su presencia con un esfuerzo razonable. La existencia de crecidas intermitentes causadas por la central hidroeléctrica podría haber sesgado los resultados de la distribución de la Nutria al arrastrar los excrementos. Para evitar este error los muestreos del cauce principal, aguas debajo de la central se realizaron en períodos en los que se mantuvo bajo el caudal. Características de los cursos y calidad de agua Las variables ambientales de los tramos muestreados fueron medidas o estimadas en el lugar: anchura del río en metros, área de rápidos (con sustratos de grava, canto o piedra) en m2 y porcentaje de cobertura arbórea. La altitud y el desnivel del tramo se tomaron de un mapa 1:50.000. Los macroinvertebrados fueron muestreados con una red tipo manga de 30 cm de diámetro y 1 mm de mala en hábitat lótico y léntricos en cada localidad. Como medida de la calidad biótica de las aguas tomamos el BMWP (ALBA-TERCEOR y SÁNCHEZ-ORTEGA, 1988) (FiGURA 2) y el número de familias de macroinvertebrados (NF)(ARMITAGE et al. I990). Los parámetros físico-químicos de las aguas fueron suministrados por el Departamento de Química-Física de la Universidad de Santiago. Como indicadores de 1as alteraciones químicas de las aguas utilizamos los valores máximos de amonio y conductividad y los mínimos de pH durante el periodo de estudio con el fin de reflejar contaminaciones discontinuas. Análisis de datos Para cada especie se compararon los valores medios de 10 variables ambientales y fisico-quimicas en el conjunto de puntos muestreados con los de aquellos en los que confirmamos la presencia de la especie. Posteriormente realizamos con estas variables un análisis múltiple discriminante (MDA:KLECKA, 1975) en función de la presencia/ausencia de las especies o de sus rastros (Nutria). La contribución de cada variable a la función discriminante, que maximiza la separación entre los sitios en que se detectó la especie con aquellos en los que no se presentó, se determinó de acuerdo con el valor absoluto de los coeficientes standard. RESULTADOS Relación de las distribuciones con las características físicas de los cursos En general no se observaron diferencias estadísticamente significativas entre el conjunto de tramos muestreados y aquellos en los que se presentaron las diversas especies debido probablemente a una considerable homogeneidad en algunas características de los tramos. La altitud no afectó a las distribuciones (Tabla I) y todas las especies estuvieron presentes a lo largo de todo el rango observado (0-600 m.s.n.m). Los desniveles medios de los cursos tampoco difirieron en gran medida en los tramos con presencia de las distintas especies (Tabla I). El Mirlo Acuático, que generalmente habita tramos con desniveles comprendidos entre los 10-150 m/km (ORMEROD el al. 1985), en nuestra cuenca estuvo presente en desniveles menores (4 m/km) aprovechando saltos y áreas de rápidos originados por presas de molinos. En realidad estos sitios presentan desniveles mayores a una menor escala que la deducida de la cartografía. En relación a la anchura de los cursos la Lavandera Cascadeña se mostró indiferente, la Nutria fue mucho más frecuente en los de anchura mayor de 20 m y el Mirlo Acuático fue muy escaso en los menores de 3 metros (Figs. 3 y 4). Aunque no obtuvimos significación estadística, la disponibilidad de áreas de rápidos afecta a las distribuciones de Lavandera y Mirlo Acuático ya que en tramos con superficies de rápidos menores de 1.000 m2/km estos fueron mucho menos frecuentes, especialmente el Mirlo Acuático (Figura 4). En estas localidades también fue menor la presencia de rastros de Nutria, aunque este resultado puede indicar, además de una menor presencia de la especie, una menor disponibilidad de sitios para depositar los excrementos. Relación de las distribuciones con la calidad biótica de las aguas Para la Lavandera Cascadeña y siguiendo el criterio de comparación presencia/total muestreado (Tabla I), no hubo diferencias en los valores medios del BMWP' o del NF. Esta falta de relación de su distribución con la calidad biótica de las aguas se confirma al comparar la distribución de frecuencias para distintos rangos de estos índices de las localidades muestreadas en relación a las que presentaron a la Lavandera (Figura 4). En las áreas con presencia confirmada de Nutria, y aunque no obtuvimos una significación estadística, tanto el valor medio del BMWP' como del NF fueron sensiblemente mayores que en el conjunto de puntos muestreado (Tabla I). La proporción de áreas marcadas con sus excrementos fue similar en la clase de aguas limpias (BMWP'>100; ALBA-TERCEDOR y SANCHEZ-ORTEGA, 1988) y en la de aguas ligeramente alteradas o contaminadas (B8WP' comprendido entre 61-100). La frecuencia se redujo en la clase de aguas alteradas o contaminada (BMWP'35-60) y fue nula en agua muy alteradas o fuertemente contaminadas (BMWP'<35; Figura 4). En relación al número de familias de macroinvertebrados la presencia de excrementos de Nutria fue mucho menor al descender el NF entre 10 y 15 taxones y nula en valores menores. La discribución del Mirlo Acuitico en la época reproductora estuvo bastante más relacionada con las medidas de calidad biótica de las aguas (BMWP' y NF), siendo los valores medios de éstos muy significativamente superiores en localidades con presencia de individuos reproductores que en el conjunto muestreado (Tabla I). Para el BMWP' la proporción de prospecciones positivas decreció muy intensamente al pasar de la clase de aguas no alteradas a la de la que presentan evidencia de alguna alteración y la especie no estuvo presente en la clase de aguas contaminadas o muy contaminadas (Figura 4). En relación a la riqueza de familias de macroinvertebrados (NF), cuando estas descendieron de 15 por localidad prácticamente ya no se encontró al Mirlo. Relación de las distribuciones con los parámetros fisicoquímicos de las aguas Entre diversos parámetros fisicoquímicos hemos seleccionado al amonio, pH y la conductividad por estar muy relacionados en esta cuenca con los principales tipos de polución de las aguas. El amonio es uno de los principales compuestos que caracteriza a las aguas con contaminación orgánica. La conductividad también es incrementada por afluentes urbanos, pero más intensamente por contaminación minera de carácter inorgánico, que también produce pHs muy bajos (CALVO et al. 1991). Los niveles de amonio en el agua no influyeron en la d distribución de las especies hasta valores superiores a 600 ug/l, en los que se redujo muy notablemente 1a proporción de presencias de Mirlo Acuático y Nutria, aunque no alteró la de la Lavandera Cascadeña. Los mirlos acuáticos reproductores fueron menos frecuentes en tramos con conductividades que superaron los 100 uS/cm, evidenciando la presencia de ciertos metales pesados, y no estuvieron presentes por encima de los 150 uS/cm (Figura 4). La Nutria se mostró más tolerante y el descenso de la frecuencia de áreas con su presencia confirmada fue notorio a partir de 150 uS/cm. La distribución de Lavandera se vio poco afectada por los cambios de este parámetro (Figura 4) En relación al pH no hemos observado ninguna tendencia en las distribuciones. Análisis múltiple discriminante Debido a la existencia de una alta correlación entre BMWP' y NF (r=0,97, p<O,Ol) hemos realizado para cada especie dos AMD (Tabla II), incluyendo en cada análisis una de estas variables junto a las ocho restantes. Para la Avandera Cascadeña no obtuvimos una función discriminante significativa pero si con el Mirlo Acuático y la Nutria. Para el Mirlo Acuático tanto el NF como el BMWP' tuvieron en los respectivos análisis un coeficiente estandard mucho mayor que el resto de las variables (Tabla II), de lo que se deduce que la calidad biótica de las aguas fue el factor que estuvo más relacionado con la distribución de la especie. Entre el resto de las variables el desnivel y la superficie disponible de rápidos fueron las que mejor definieron a la función discriminante. En la Nutria la anchura de río tuvo el mayor coeficiente standard de los análisis, seguido de NF o BMWP' y desnivel. Esto indica que la calidad biótica del agua estuvo menos relacionada con la presencia de excrementos de la especie que con otras características físicas del medio como la anchura. Esto podría reflejar el hecho de que en ríos de menor anchura se muestrea menos superficie de hábitat útil para la especie por distancia recorrida. Relación de las distribuciones con alteraciones específicas El mapa con la clasificación de calidad biótica de las aguas (Figura 2) relaciona descensos en el valor del índice BMWP' con diversas fuentes de Alteración. A continuación comentamos las distribuciones de las especies estudiadas (Figuras 2 y 3) en relación con cada perturbación en particular. 1. Embalse de Portodemouros. Los cambios de caudal originados por este embalse contribuyen a empobrecer las poblaciones de macroinvertebrados del Ulla aguas abajo. Mirlo Acuático y Nutria no estuvieron presentes inmediatamente después del embalse aunque sí unos 10 km aguas abajo. 2. Minas. El río Brandelos queda desprovisto de macroinvertebrados y de peces tras el vertido de las minas, y después de su desembocadura afecta de una manera bastante intensa a estos grupos en el cauce principal (datos inéditos). El Mirlo Acuático no nidifica en hábitats adcuados para la especie en el curso del Brandelos situados tras los vertidos de las minas ni en el Ulla tras su desembocadura hasta 10 km río abajo (Figura 2). Fuera de la época reproductora algunos ejemplares se localizaron en este último tramo. Las primeras parejas que se reproducen en el Ulla aguas abajo incluyen en su territorio algún afluente. La presencia de Nutria, de acuerdo con la localización de excrementos, se limita en el río Brandelos a la parte alta situada aguas arriba del vertido de las minas y en el cauce principal faltó entre la desembocadura de ese río y el aporte de aguas limpias del afluente principal (río Deza) (Figura 3). La Lavandera Cascadeña ocupó durante la nidificación tanto localidades contaminadas en el Brandelos como en el Ulla (Figura 3), sin mostrar aparente relación con respecto a la calidad del agua. 3. Contaminación urbana de Santiago. Los vertidos urbanos en el río 5ar producen una brusca caída del BMWP’y NF de la que no se recupera en el resto del curso. En el río Sar tan solo localizamos hábitats adecuados para el Mirlo Acuático en el tramo alto, pero éstos ya con una notable carga orgánica y con un bajo índice biótico, no fueron ocupados por la especie (Figura 2). La Nutria, sin embargo, fue localizada a lo largo del Sar en dos localidades que presentan altos contenidos de nitrógeno nítrico o amoniacal y valores del BMWP’ de aguas contaminadas. La Lavandera Cascadeña estuvo presente a lo largo de todo el curso incluyendo tramos con contaminación muy fuerte (Figura 3). Acerca del Desmán de los Pirineos La escasa efectividad de los distintos métodos ensayados para localizar la presencia del Desmán no permitió obtener resultados comparables a los de las otras especies. No obstante he reunido la información de 21 datos directos de su presencia en cursos de ésta y otras cuencas ga11egas, de las que extraigo las siguientes conclusiones: - La especie está presente desde cursos de caudal muy escaso (<3 m de anchura; 15 % de las citas) hsta los cursos principales de las cuencas (20-40 m de anchura; 9 % de las citas ). El rango de altitudes fluctuó desde casi el nivel del mar (río Sar en su desembocadura) a los 700 m (cuencas del Lor y Navia, Lugo). - En genera1 habitan cursos que presentan una vegetación ripícola muy bien desarrollada y buena cobertura, tal como parecen indicar los resultados de la tabla I. - En dos localidades (9 % de los contactos) la calidad del agua es bastante mediocre debido a la presencia de polución orgánica; río Sar (amonio 3058-547 ug/l) y río Grande de Xubia (amonio 262-3117), estando clasificados ambos tramos por el BMWP’ dentro de los que sufren algunos efectos de la contaminación. - No obtuvimos datos de su presencia en cursos afectados por vertidos inorgánicos de origen minero, ni en los que presentan grandes fluctuaciones de caudal debidas a centrales hidroeléctricas. DISCUSIÓN Nuestros resultados ponen en evidencia que las especies de aves y mamíferos que habitan los ríos gallegos muestran distintas sensibilidades a las alteraciones de las aguas. De manera general, ante una alteración fisicoquímica creciente de las condiciones de un tramo de río el Mirlo Acuático sería la primera especie en desaparecer como Reproductora, la Nutria dejaría de frecuentar el tramo con aguas más alteradas, mientras que la Lavandera Cascadeña podría continuar reproduciéndose en el lugar en condiciones de contaminación fuerte. En relación al Desmán de los Pirineos hemos recogido pocos datos, pero éstos parecen mostrar que éste podría tolerar la polución orgánica hasta ciertos niveles, aspecto ya apuntado por CASTIEN y GOSALBEZ (1992), aunque podría ser muy sensible a otros tipos de alteraciones (fluctuaciones de caudal, acidificación de las aguas). Mientras que en los peces son múltiples los factores que pueden condicionar la respuesta de las especies a la calidad del agua, en vertebrados terrestres, menos adaptados al medio acuático, la relación trófica con este medio puede tener un papel preponderante. Los tricópteros, efemerópteros y odonatos constituyen el principal aporte energético para el Mirlo Acuático (JOST, 1975; ORMEROD, 1985; SANTAMARINA, 1990a), especialmente en la época reproductora, y la mayoría de las familias representantes de esos grupos son relativamente sensibles a las alteraciones fisicoquímicas de las aguas (HELLAWELL,1978). Una situación similar podría deducirse para el Desmán que se alimenta también básicamente de estos grupos SANTAMARINA y GUITIAN, 1988), aunque los anélidos, grupo resistente a la polución orgánica, puede aportar una considerable biomasa en su dieta. La Lavandera Cascadeña también consume una notable proporción de presas de origen acuático, tanto en estado de imago como de larva (ORRMEROD y TYLER, 1987: SANTAMARINA, 1990b), sin embargo, también incluye en su dieta presas terrestres y consume grandes cantidades de dípteros (imagos y larvas acuáticas), grupo con muchas familias acuáticas resistentes a las alteraciones y cuyas poblaciones pueden verse potenciadas por la contaminación orgánica (HYNES, 1960). Para la Nutria la principal base de la alimentación en la cuenca son los peces, entre los que la Trucha constituye su principal presa (CALLEJO, 1988). Sin embargo, los ciprínidos y la Anguila, especies que en estos ríos se mostraron más resistentes a la contaminación (SANTAMARINA, 1993), aportan una considerable proporción de la dieta en algunos cursos y la Nutria puede consumir otras presas menos dependientes del agua como anfibios, aves y micromamíferos (CALLEJO,1985). La escasez de alimento podría por otra parte no ser el principal factor de incidencia en las poblaciones de estas especies, tal como lo testifica la acumulación de metales pesados y compuestos organoclorados en huevos de Mirlo Acuático y Lavandera Cascadeña (LACHENMAYER et al., 1985; MONIG, 1985). También las fluctuaciones de caudal producidas por centrales hidroeléctricas pueden incidir negativamente en la accesibilidad del alimento a especies como el Desmán, que necesitan de un aporte continuo dado su alto metabolismo. En los AMD es mayor la relación entre la presencia de Mirlo Acuático en época reproductora, la frecuencia de aparición de excrementos de Nutria y la calidad biótica de las aguas, que la relación entre ambas variables y los parámetros fisicoquímicos (amonio, conductividad y pH). Ello debe de ser consecuencia de alteraciones de tipo discontinuo que podrían haber sido detectadas por los índices bióticos con macroinvertebrados y no por los análisis fisicoquímicos. Como hemos visto, el Mirlo Acuático en su época de reproducción es la especie cuya distribución puede tener un mayor valor de bioindicación de la calidad del agua, aunque se debe considerar que su presencia esta también condicionada por la presencia de hábitats adecuados para la especie (ORMEROD, 1985: ROCHE, 1989). Según nuestros resultados aconsejamos seleccionar ríos de anchuras mayores de 3 m con desniveles superiores a 5 m/km si disponen de áreas de rápidos mayores de 1.000 m2/km. La distribución del Mirlo Acuático ya ha sido anteriormente utilizada en Gales en relación con la acidificación de las aguas (ORMEROD et al.. 1985; 1986: KAISER, 1985; ORMEROD y TYLER, 1987). La posibilidad de utilizar la distribución de Nutria en bioindicación es menor debido a que puede estar presente en aguas alteradas por polución orgánica, lo que también ha sido observado en otros ríos de Portugal y Galicia con considerables niveles de contaminaci6n orgánica e industrial (MACDONALD y MASON, 1982; SANTAMARINA, inédito). Sin embargo, esta especie parece más sensible a la contaminación por metales pesados o a la acidificación del agua, aspecto en el que mis resultados coinciden con los de MASON Y MACDONALD (1987, 1988). Tal vez, la utilización de la distribución de esta especie como bioindicadora deba ser considerada a nivel de cuenca, o incluso regional, dada su gran movilidad. De hecho, los resultados de su distribución a nivel regional en Asturias (NORES et al 1991), muestran cómo esta especie ha desaparecido en las zonas más contaminadas por la actividad urbana e industrial. La distribución de la Lavandera Cascadeña tiene poco valor como bioindicadora ya que se presenta en tramos muy contaminados. Estudios anteriores no mostraron relaciones muy claras entre su distribución y otras alteraciones del agua como la acidificación (ORMEROD y TYLER,1987). BIBLIOGRAFIA ALABASTER J. S. y LLOYD R.1980: Water Quality Criteria for
Freshwater Fish. FAO, Butterworths. London.
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