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Documentos del Cambio Climático

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Agua y Cambio Climático

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Diagnosis de los impactos previstos en Cataluña

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11

Generalitat de CatalunyaDepartament de Medi Ambienti Habitatge

Agència Catalanade l’Aigua

Generalitat de CatalunyaDepartament de Medi Ambienti Habitatge

Agència Catalanade l’Aigua

3er Convenio Agencia Catalana del AguaFundación Nueva Cultura del Agua

El cambio climático, como parte de un cambio global más amplio ocasionado por la actividad humana, puede ocasionar destacados impactos sobre el ciclo hidrológico y, en consecuencia, sobre todo el con-junto de procesos y actividades dependientes. La presente publicación realiza una diagnosis detallada de todos estos posibles efectos que podrían darse a lo largo del siglo XXI y elabora una prognosis de sus impactos en Cataluña. Esta publicación, fruto del trabajo conjunto entre la Fundación Nueva Cultura del Agua y la Agencia Ca-talana del Agua con la colaboración de diferentes expertos del mundo científico y universitario, recoge los principales impactos previstos para diferentes horizontes temporales y los organiza en cuatro gran-des bloques o ámbitos temáticos: clima, hidrología, ecosistemas acuáticos y entorno socio-económico del sector del agua, siempre bajo la óptica territorial catalana.

208


Impactos en losecosistemas acuáticosResumenNarcís Prat, Universidad de BarcelonaAntoni Munné, Agencia Catalana del Agua

Los escenarios climáticos previstos en Cataluña para los próximos años dibujan, a causa del incremento de

las emisiones de gases de efecto invernadero y del cambio global en general, una situación de subida de las

temperaturas y de cambios en el régimen de las precipitaciones, con unas mayores irregularidad e intensidad

de fenómenos extremos (véanse los capítulos 5, 6 y 7). Ello puede tener consecuencias en la cantidad y en la

calidad del agua que circula por los ríos, lagos, embalses, zonas húmedas, etc., además de una incidencia directa

e indirecta en la estructura y el funcionamiento de los sistemas asociados (Allan et al., 2005), tal como se explica

y se concreta en capítulos que siguen a este resumen.

En síntesis y para simplificar, los pronósticos auguran un descenso de la innivación en las partes altas de las montañas,

con una fusión más precoz de la nieve y un retraso en la congelación del agua, cosa que lógicamente afectará a las

cabeceras de los ríos y a los lagos de alta montaña. Una escorrentía más escasa desde las cabeceras puede provocar

asimismo que las reservas de agua embalsada sean menores y que, junto con la pérdida de energía en la entrada de

los embalses de agua procedente del deshielo, aumente el tiempo de retención del agua en ellos y la persistencia

de la termoclina (capítulo 17). Paralelamente se pronostica una reducción del caudal circulante por los ríos debido

al incremento de la evapotranspiración, que podría llegar a secar algunos tramos con carácter levemente temporal,

como ha ocurrido en otros países (Bond et al., 2008). A orillas del mar, de las lagunas litorales y de los ecosistemas

talasohalinos, los cambios provocados por el aumento del nivel del mar, hasta ahora moderado, que a su vez modifica

el régimen hidrológico y la dinámica salina de los sistemas litorales, ya son importantes y en el futuro podrían llegar

a ser dramáticos (capítulo 21), por ejemplo en los deltas, que podrían desaparecer parcialmente (capítulo 20). Las

comunidades de organismos que más sufrirán estos cambios probablemente sean los peces de los ecosistemas

acuáticos continentales, que en la actualidad ya están muy dañados por la contaminación de las aguas, pero, sobre

todo, por la ausencia de caudales mínimos (o ecológicos) circulantes y por la desaparición de su hábitat (capítulo

19). Esta situación favorece la entrada y el establecimiento de especies invasoras, que aprovechan los cambios en el

régimen de los caudales, la modificación del hábitat y el incremento de las temperaturas para competir con ventaja

con las comunidades autóctonas de los ecosistemas locales (Alcaraz y García-Berthou, 2007; Ribeiro et al., 2008)

Todos estos aspectos se analizan en este trabajo, con estudios realizados por diferentes especialistas en cada una

de las materias más relevantes, en los cuales se indican tanto las certezas y posibles escenarios de futuro como

sus incertidumbres.

Efectos en las estructuras y la función de los ecosistemas acuáticos debidos a los cambios climáticos

Los cambios que se producen en los ecosistemas acuáticos a causa del aumento de la temperatura y por la variación

del régimen pluviométrico originan modificaciones en su estructura y en su función. Si el incremento de los gases

de efecto invernadero hace subir la temperatura del aire, como consecuencia subirá la temperatura del agua, y

ello afectará al ciclo biológico de muchas especies. Si la evapotranspiración más elevada y el cambio en el régimen

de lluvias hace que circule menos agua por los ríos y de manera más irregular, esta situación provocará, o puede

Impactos en los ecosistemas acuáticos

Resumen

209

provocar, que circule menos agua por los lagos y los embalses, una reducción de las tasas de renovación del agua

en general, la modificación del hábitat y el descenso de los flujos turbulentos que contribuyen a la autodepuración

y a la dinámica de nutrientes de los ríos. La tabla 1 muestra un resumen de los efectos de los posibles cambios

que se pueden producir en nuestros ecosistemas, que se muestra además a modo de esquema en la figura 1. Para

obtener una visión global del tema en España es interesante consultar Álvarez-Cobelas et al. (2005).

En los ambientes leníticos, a consecuencia de las posibles reducciones del caudal, que afectan sobre todo el

tiempo de retención del agua en la masa de agua, la formación y la permanencia de la termoclina puede cambiar

de manera relevante, y este es un proceso clave que puede modificar de manera importante la calidad de las

aguas, unas aguas que, en muchos de estos sistemas (por ejemplo, en los embalses) se destinan al suministro

urbano en Cataluña. El incremento de la eutrofización y de la presencia de algunas especies de algas, sobre todo

las que pueden ser tóxicas, podrían ser consecuencias directas. Los efectos actuales y futuros de estos cambios en

los lagos y en los embalses catalanes se explican de manera detallada en dos capítulos de este informe.

En el caso de los ríos, la subida de la temperatura también producirá cambios en el ciclo vital de algunas

especies, si bien el efecto más importante se registrará en términos de descenso de los caudales circulantes

y de la irregularidad que presentarán. En un país mediterráneo como el nuestro, el peligro de transformar

muchos de nuestros ríos con caudales menores a 100 l/s en ríos intermitentes (que se secan normalmente

en verano) y de transformar los ríos temporales (que solo fluyen hasta la primavera) en cauces de tramos

totalmente secos es elevado. Estos cambios pueden generar modificaciones en las comunidades que habitan

estos sistemas, con posibles entradas de especies oportunistas y, en algunos casos, invasoras y el incremento

210

Ríos Humedales Lagos y Aguas costeras y embalses humedales litorales

Cambios

Incremento de temperatura ++ ++ ++ ++

Duración de la estratificación térmica +++ +++

Duración del hielo – – –

Caudales (entrada a estanques y humedales) – – – – – –

Régimen de caudales alterado ++ + +

Tasa de residencia del agua ++ ++

Agotamiento del caudal circulante ++ ++

Tasa de residencia incrementada + ++

Eutrofización ++ ++ ++ ++

Efectos

Incremento de especies invasoras ++ ++ ++ ++

Cambios del ciclo de vida ++ ++ ++ ++

Rango altitudinal de las especies ++ ++

Producción primaria +/– +/– +/– +/–

Ratio C/N en las hojas --

Tabla 1. Posibles cambios y efectos producidos en los ecosistemas acuáticos por la emisión de gases de efecto invernadero.

de la contaminación por la capacidad inferior de dilución de estos sistemas. Estos aspectos también se tratan

en un capítulo específico de este informe.

El mismo peligro (incremento de la desecación, de la eutrofización y de la contaminación) afectará a nuestros

humedales, con el peligro evidente de desaparición de unos ecosistemas que son clave para el mantenimiento

de la considerable biodiversidad de Cataluña. Peligro de desaparición que también pende sobre muchos de los

ecosistemas costeros y humedales amenazados, además de por la desecación y la contaminación, por la subida

del nivel del mar. Ello afectará a sistemas tan importantes como el del delta del Ebro. Dedicamos un capítulo (el

20) a este ecosistema tan singular, cuyas conclusiones pueden extrapolarse de manera general a otros ecosistemas

litorales de Cataluña.

Por último, en este informe se presenta un panorama sobre los cambios que ya se han producido en los ecosistemas

marinos próximos a la costa de Cataluña, donde ya se aprecia el cambio ambiental debido al aumento de

temperaturas (capítulo 21). Aquí, como en otros ecosistemas acuáticos, los cambios incluyen la llegada de muchas

especies foráneas, que en muchos casos desplazan a las autóctonas, ayudadas por las modificaciones que el ser

humano ha introducido en todos los ecosistemas acuáticos. Este capítulo se puede cotejar con el que se presenta

en otra parte de este informe sobre comunidades terrestres (capítulo 2).

Figura 1 . Efectos principales en lagos, embalses, humedales, ríos y rieras de los cambios previsibles que se producirán como consecuencia de la emisión de gases de efecto invernadero. (Tabla modificada de Allan et al., 2005)


Resumen

211

Características del ecosistema

Forma y tamaño del sistemaEstratificación térmicaNutrientes y estado trófico

Tamaño y posición en la cuencaRégimen de caudalesAutotrofia vs. heterotrofia

Respuestas dominantes del sistema

Duración más corta de la cubierta de hieloEstratificación más larga e intensaMás hábitat para peces estenotermosMás eutrofización

Caudales reducidos por + ETAdelanto del deshielo y de las crecidasPérdida del pico de fusión de la nieveAlteración de la ratio C/N de las hojas

Respuestas generales Cambios en el metabolismo de los organismos y la productividadCambios en la distribución geográfica de las especies

Cambios en la estabilidad del hábitatCambios en la dinámica de los nutrientes y otros elementos químicos

Lagos y ciénagas Ríos y rieras

Temperatura del agua

Escorrentía

EvapotranspiraciónPrecipitación

Temperatura del aire

CO2

Efectos sobre los bienes y servicios del ciclo del agua

Los cambios en la estructura y en el funcionamiento de los ecosistemas acuáticos implican una modificación

importante sobre los bienes y servicios que nos proporcionan los ecosistemas. En la tabla 2 se enumeran los

principales bienes y servicios de los ecosistemas acuáticos que sufrirán modificaciones a causa del cambio climático

(tabla modificada de Allan et al., 2005). Muchos de los aspectos que se mencionan en la tabla ya se tratan en

otros capítulos de este informe; aquí nos centramos sobre todo en los cambios en la biodiversidad, que, como

vemos en la tabla, se verá (o ya ha se visto) alterada por los cambios climáticos o cambios globales que ya han

acontecido o que se prevé que tengan lugar en el futuro. En los capítulos que siguen de esta parte dedicada a

los ecosistemas se comentan muchas de estas afectaciones. También se incluye una revisión de cómo afectan las

alteraciones en el ciclo global del agua a la estructura, a la función y a los servicios de los ríos en Sabater (2008),

trabajo que permite hacerse una idea de qué servicios se verán afectados por el cambio climático.

Impactos actuales y futuros sobre los ecosistemas acuáticos catalanes

En lo tocante a los efectos del cambio climático en las características y las comunidades de organismos en

Cataluña y la previsión con vistas al futuro, la información de que disponemos es muy limitada, tal como se

explica en los capítulos siguientes. A continuación sintetizamos lo que en ellos se explica.

En primer lugar, existen algunas constataciones de que el aumento de las temperaturas ya ha tenido efectos en

los organismos y en el funcionamiento de los ecosistemas. Entre estos destacan los cambios de comunidades

planctónicas detectados en los sedimentos de los lagos de montaña o en la abundancia de cistos de crisofíceas, el

Ríos Estanques Embalses Ciénagas Deltas Aguas costeras y ciénagas litorales

Cantidad y calidad del agua

Usos urbanos x x

Usos agrícolas x x x x

Refrigeración de centrales x x x

Calidad del agua (eutrofización, dilución de la contaminación) x x x x x x

Otros servicios

Pesca comercial x x x x x x

Acuicultura x x x

Marisqueo x x

Protección de la costa y las dunas x x

Hidroelectricidad x x x

Control de avenidas x x

Transporte de sedimentos x x x

Turismo y ocio x x x x x x

Alteraciones de la biodiversidad x x x x x x

Tabla 2. Posibles efectos del cambio climático en las funciones ambientales y socioeconómicas del agua.

212

aumento de la estratificación térmicas y sus efectos (anoxia) en el embalse de Sau, el incremento de las especies

más termófilas de peces de los ríos y los cambios altitudinales de algunas especies (como el bagre), cambios en la

emergencia (más primaveral) de algunos insectos acuáticos en el río Ebro, o cambios en las pautas de distribución

de diferentes organismos marinos y aumento de las mortalidades en masa que acontecen en el Mediterráneo.

Podemos afirmar que la evidencia del cambio, al menos a pequeña escala, ya es un hecho comprobado, pese a

la incertidumbre acerca de su persistencia o evolución.

En segundo lugar, las previsiones para el futuro son en todo caso preocupantes y, además del agravamiento de

todos los efectos citados hasta el momento, pueden preverse otros. En la montaña, los pequeños lagos corren

el riesgo de desaparecer y el funcionamiento de los más grandes afronta el peligro de cambiar notablemente, al

disminuir la extensión y la duración de la capa de hielo. Ello puede comportar un cambio de las comunidades y la

proliferación de especies invasoras. Esta situación de cambio de comunidades y de proliferación de otras especies

se producirá en todos los ecosistemas y comunidades, desde la alta montaña hasta el fondo marino. En el caso

de los peces, cabe esperar una reducción de las poblaciones de especies autóctonas y una mayor proliferación de

las termófilas (habitualmente especies alóctonas), así como una reducción del área de distribución de los peces

de aguas más frías, como la trucha.

En los ríos, tanto el incremento de las sequías como el de las avenidas pueden repercutir de manera importante

en las comunidades y favorecer a algunos grupos frente a otros; por ejemplo, en el caso de los insectos acuáticos,

los propios de aguas tranquilas, como los odonatos, los heterópteros y los coleópteros, pueden incrementar su

presencia frente a los más típicamente reófilos, como los efemerópteros, los tricópteros y los plecópteros, tal

como se ha detectado en estudios recientes realizados en pequeños ríos poco perturbados por parte del ser

humano en años de sequía. La sequía, evidentemente, también tendrá un reflejo en las comunidades de peces

que pueden llegar a desaparecer, en especial en las endémicas ligadas a pequeños cursos de agua. En este trabajo

no se ha estudiado el efecto del cambio climático sobre las zonas húmedas continentales, pero es de prever una

reducción de su superficie y un aumento de la contaminación, el cual hará desaparecer unas especies y aparecer

otras, sobre todo (una vez más) las invasoras más termófilas.

En el mar y en la zona litoral, los efectos en las comunidades también serán relevantes. En el caso de las lagunas

litorales, el incremento del nivel del mar supone la peor amenaza, que puede hacer desaparecer hasta la mitad del

delta del Ebro. En cuanto a los ecosistemas marinos, la expansión de las especies exóticas es también el principal

peligro.

Mención especial merece la afectación de los servicios ambientales que los ecosistemas acuáticos nos proveen. En

el caso de los embalses, no solo disminuirán los recursos, sino que, a causa de una tasa de residencia más elevada,

se rebajará su calidad, con el consiguiente encarecimiento de los tratamientos necesarios para potabilizar el agua.

Lo mismo podemos decir de las aguas de los ríos que se destinan a abastecimiento, cuya calidad prepotable

empeorará aún más causa de las alteraciones introducidas en las comunidades. Así por ejemplo, una cantidad

superior de algas potencialmente tóxicas causada por una mayor contaminación debida a unos caudales

menores en el Llobregat puede encarecer sobremanera el tratamiento de las aguas en la parte baja del curso.

Evidentemente, la pesca también resultará afectada, pese a la escasa importancia que presenta en la actualidad

desde el punto de vista económico; pero pensemos en la pesca recreativa que practican miles de aficionados y

que disminuirá (empeorando sin duda la cuestión de la preponderancia de las especies introducidas, que son las

más buscadas y pescadas por los aficionados). Todos los servicios ambientales de los deltas y de las zonas costeras

se verán considerablemente afectados, sean pesca o baño.

Es evidente que, en el ámbito de la gestión y la diagnosis del estado de las masas de agua (ríos, lagos, zonas

húmedas, etc.), los cambios en el régimen de caudales inducidos a través del cambio global y del cambio climático

obligarán a replantear los valores de referencia usados en la actualidad y a relativizar los posibles programas


Resumen

213

214

de medidas dimensionados para cada caso. Los objetivos de calidad pueden verse gravemente afectados

y probablemente deberán revisarse para ajustarlos al nuevo contexto ambiental. Existen diversos análisis que

demuestran que, en períodos de sequía, diversos indicadores biológicos y estándares de referencia utilizados en

la actualidad experimentan cambios significativos.

En síntesis, las perspectivas para los ecosistemas acuáticos en general son una reducción acelerada de la

biodiversidad, combinada con una simplificación de las comunidades, que pasarán a dominar en primera

instancia las especies venidas de otros lugares o las especies que se adapten a las condiciones más termófilas y

más inestables. Del alcance y la extensión de las medidas de mitigación y adaptación que se adopten dependerá

asimismo el grado de pérdida de identidad de nuestros ecosistemas acuáticos.

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214


Los lagos de alta montaña como sensores del cambio climático

215


La situación particular de los lagos de alta montaña hace que los organismos que habitan en ellos estén adaptados

a unas condiciones que tradicionalmente se consideran extremas para la vida. La mayoría de estos lagos cuentan

con un agua muy poco mineralizada y con escasísimos nutrientes debido a que se encuentran sobre rocas graníticas

y en los suelos poco desarrollados de sus cuencas hidrológicas. Como consecuencia, los organismos padecen las

dificultades asociadas a vivir en condiciones de dilución extrema. Otro factor con consecuencias múltiples es la

altitud. Al hallarse en una atmósfera más transparente, la radiación y, en especial, la fracción ultravioleta (UV-B)

aumentan, de tal manera que los organismos quedan sujetos a radiaciones nocivas durante el período sin heladas.

Además, la temperatura disminuye progresivamente con la altitud y, por tanto, la formación y la duración de la

cubierta de hielo y de nieve varía linealmente con la altitud (figura 1). Por último, la altitud es también sinónimo de

localización remota y limita la accesibilidad de los organismos que colonizan estos lagos. A causa de las dimensiones

relativamente pequeñas de los lagos de alta montaña, la importancia de la cuenca es fundamental en la entrada

de nutrientes y materia orgánica y, en general, en la dinámica de estos ecosistemas. Las cuencas de los lagos de

alta montaña son relativamente pequeñas en comparación con los lagos de las zonas bajas y, como resultado, las

entradas atmosféricas también tienen una gran influencia en las aguas que se drenan y en las características del

agua embalsada. Así pues, si combinamos la sensibilidad de los ecosistemas lacustres de alta montaña a fuerzas

externas con su emplazamiento remoto, alejado de las áreas con una fuerte actividad antrópica, descubrimos que

los ecosistemas lacustres de alta montaña constituyen unos sensores excelentes y unos buenos registradores de los

cambios ambientales pasados y presentes (Catalan et al. 2006).

16. Los lagos de alta montaña como sensores del cambio climáticoMarc VenturaCentro de Estudios Avanzados de Blanes, CSIC

Figura 1. (a) Duración de la cubierta de hielo en función de la altitud en los lagos del Parque Nacional de Aigüestortes y Lago de San Mauricio; y (b) sensibilidad de la duración de la cubierta de hielo en función de la altitud y aumento o disminución de la temperatura (simulación extraída de Thompson et al., 2005).

70

120

170

220

270

320

1500 2000 2500 3000

Altitu d (m)

Durada coberta de gel i neu (dies)

(a )

Du

raci

ón

cu

bie

rta

de

hie

lo y

nie

ve (

día

s) (a) (b)

Cambio en la cubierta de hielo (días)

calentamiento de +6 grados

enfriamiento de -6 grados

Altitud (m)

Elev

ació

n (

m)

216

Paleolimnología, una mirada al pasado para entender el futuro

Entender los efectos del cambio climático y, en particular, distinguir la influencia antrópica de las oscilaciones

naturales requiere registros a largo plazo de cambios en los ecosistemas. En general, las medidas instrumentales

a largo plazo escasean y, como máximo, presentan pocos siglos de antigüedad (figura 2). La necesidad de

disponer de series más largas ha propiciado el desarrollo de nuevas técnicas para reconstruir las fluctuaciones

climáticas del pasado utilizando diferentes aproximaciones, como testigos de hielo, estalactitas, anillos de los

árboles, paleolimnología, polen, etc. Entre estas aproximaciones, la paleolimnología se ha aplicado en las últimas

décadas para reconstruir los efectos de la acidificación y la eutrofización de una manera cuantitativa. Los métodos

desarrollados con esta aproximación se aplican ahora a reconstruir las condiciones climáticas del pasado, que

complementan aproximaciones más tradicionales (Battarbee, 2000). Los conjuntos de especies de algas cambian

de una manera relativamente directa con algunas condiciones limnológicas, como el pH o el fósforo. Ello hace que

resulte relativamente sencillo reconstruir estos parámetros a partir de cambios en las comunidades de algas que

quedan preservadas en el sedimento (por ejemplo, diatomeas, cistos de crisofíceas, etc.). La paleolimnología se basa

en aplicar esta aproximación espaciotemporal. En cambio, la reconstrucción directa de componentes climáticos no

es tan evidente, por el hecho de que los organismos no responden necesariamente de manera directa a cambios en

la temperatura. Entre los diferentes organismos que sí lo hacen figuran los cistos de crisofíceas (Pla y Catalan, 2005),

algunas diatomeas planctónicas, los quironómidos y algunos cladóceros (figura 3) (Catalan [et al.], 2002; Heegaard

[et al.], 2006). Cada uno de estos organismos responde a diferentes parámetros climáticos o a épocas del año, a

causa de la interacción con sus ciclos de vida particulares. Por tanto, para poder efectuar reconstrucciones climáticas

fiables se utiliza una combinación de parámetros y de grupos de organismos lo más amplia posible.

Figura 2. Temperatura media anual en el lago Redon (Val d’Aran) a lo largo de los dos últimos siglos (Catalan et al., 2002).

TEM

PERA

TURA

AN

UA

L M

EDIA

DEL

AIR

E (°

C)

Año

LAGO REDON (PIRINEOS)

Filtro 0,5Filtro 0,05

216



217

Efectos en los lagos de alta montaña

Pese a que se requieren más estudios concretos para determinar con mayor precisión cuáles serán las repercusiones

en los lagos de alta montaña, el conocimiento actual permite hacer una primera evaluación. La precipitación, la

temperatura y la nubosidad pueden tener un efecto en diferentes aspectos de los lagos:

Efectos de los cambios en la precipitación y disponibilidad hídrica. Se prevé una disminución de la precipitación

del 12 % de media anual, más acusada en verano (24 %) que en invierno (6 %) (Calbó, 2008a y 2008b). Ese

aspecto afectará de manera más importante a los lagos de menores dimensiones y, sobre todo, a las lagunas y los

embalses temporales, que pueden secarse antes de que los distintos grupos de organismos completen sus ciclos

de vida (Álvarez Cobelas et al., 2008), tal como ya ocurre en diferentes zonas árticas (Smoli Douglas, 2007).

Efectos del calentamiento global. Según el AR4, para la región mediterránea y para finales de siglo cabe esperar

un aumento de la temperatura media de 3,5 ºC, que será más pronunciado en verano (4,1 ºC) que en invierno

(2,6 ºC) (Calbó, 2008a y 2008b). En los Pirineos, dicho aumento puede ser aún más acusado (Thompson [et al.],

Figura 3. Comparación entre la desviación de la temperatura del aire en diferentes meses del año y el registro sedimentario para las especies de diatomeas (Cycloptella pseudostilligera y Fragilaria nana), el quironómido Heterotrissocladius marcidus y el cladócero Acroperus harpae (Catalan et al., 2002).

218

2009). Se espera que la duración de la capa de nieve y la de la cubierta de hielo se acorte (Thompson [et al.],

2005) y que se avance el período de primavera (Peeters [et al.], 2007). Además, es probable que la duración de

la estratificación de los lagos se alargue, y estos cambios pueden influir en el funcionamiento de los lagos de alta

montaña durante el período sin hielo (Wilhelm y Adrian, 2008).

Efectos de la reducción de las nubes. Una reducción de la cubierta de nubes durante la época más cálida del

verano podría comportar un incremento de la cantidad de radiación ultravioleta (UV) que llegaría a los lagos, con

los posibles efectos de fotoinhibición de la fotosíntesis, alteraciones metabólicas en las plantas y en los animales,

y con un incremento de la fotooxidación de las sustancias orgánicas disueltas (Williamson y Zagarese, 1994). La

paleolimnología ha revelado que se registraban cambios importantes en la materia orgánica disuelta de lagos

de zonas templadas a causa de los cambios ligados al clima y que ello tenía repercusiones en la producción

primaria de estos sistemas (Leavitt [et al.], 2003). Estos posibles efectos pueden quedar enmascarados por las

adaptaciones a altas radiaciones de la mayor parte de la flora y fauna que habita en los lagos de alta montaña

(Álvarez Cobelas [et al.], 2008).

Calentamiento global y especies invasoras

Entre los vertebrados que habitan en los lagos de alta montaña, los peces como la trucha común (Salmo trutta), la

trucha de arroyo (Salvelinus fontinalis), la trucha arco iris (Oncorhynchus mykiss) o el piscardo (Phoxinus phoxinus)

son especies que podrían extender su distribución a causa de la subida de las temperaturas en las zonas altas

(García-Berthou, 2008). Dado que todas estas especies de peces han sido introducidas en los estanques pirenaicos,

un aumento en su distribución podría perjudicar a las especies sensibles a la introducción de las truchas, como por

ejemplo los anfibios y los invertebrados asociados al plancton y al bentos (Knapp et al., 2001).

La distribución de los anfibios se ha visto afectada por la interacción de especies depredadoras (como los peces)

(Knapp y Matthews, 2000) y por la proliferación de hongos patógenos Chitrids, que provocan desapariciones

catastróficas de poblaciones de anfibios (Màrquez [et al.], 1995). El cambio climático, junto con un aumento de

las fuentes de dispersión antrópicas, parece que puede acelerar la dispersión de estos hongos patógenos y, por

consiguiente, contribuir a aumentar la desaparición de poblaciones de anfibios (Pounds [et al.], 2006).

El efecto del calentamiento en otros grupos de organismos, como por ejemplo varios grupos de invertebrados, se

ha investigado menos, si bien estudios experimentales realizados en zonas alpinas muestran una disminución de

la presencia de las especies adaptadas a los sistemas alpinos y un aumento del potencial de invasión de especies

propias de ambientes más cálidos, como las que habitan en las zonas subalpinas (Holzapfel y Vinebrooke, 2005).


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Introducción

Pese a la nutrida literatura existente en torno a los posibles efectos del futuro cambio climático en los ecosistemas

acuáticos continentales (por poner ejemplos cercanos, véase Sabater, 2008, o Álvarez Cobelas [et al.], 2005),

disponemos de muy poca información contrastada sobre efectos ya observados en ellos, sobre todo en lo tocante

a variaciones en la calidad del agua de los sistemas leníticos. Así se refleja claramente en el Cuarto informe de

evaluación del GIECC, cuyo capítulo dedicado a los efectos en la calidad del agua observados en los ecosistemas

acuáticos continentales es una colección de aseveraciones más o menos fundamentadas, pero con muy poca

base empírica (Kundzewicz [et al.], 2007). Se citan algunos casos bien documentados, la mayor parte en ríos y en

algunos lagos con largas series de datos, pero ejemplo, el lago Tanganica (Verburg [et al.], 2003) y Washington

(Winder y Schindler, 2004). Obviamente, la inexistencia generalizada de series largas de parámetros relacionables

con la calidad del agua constituye un impedimento importantísimo a la hora de establecer vínculos con el cambio

climático de una manera rigurosa. Ello hace que la prognosis a partir de escenarios futuros sea también muy

incierta.

En el caso concreto de los embalses, la situación es preocupante. La relativa juventud de estos sistemas hace que

en la gran mayoría de los casos sean inaplicables las aproximaciones paleolimnológicas que tan buen resultado

arrojan en el caso de los lagos (véase Catalan [et al.], 2002); así pues, los estudios dependen casi exclusivamente

de los datos recogidos en costosos programas de muestreo mantenidos a largo plazo. Huelga decir que estos

programas de muestreo en embalses son una rareza, y no solo en Cataluña. Álvarez Cobelas [et al.] (2005) afirman

con relación a los embalses que «cualquier predicción resulta sumamente arriesgada» debido a la complejidad

añadida para la gestión hidráulica humana inherente a estos sistemas. Habida cuenta la importancia de los

embalses para la gestión de los recursos hídricos en la zona mediterránea, tal falta de conocimientos es grave.

Cualquier predicción de las repercusiones del futuro cambio climático en un ecosistema debe basarse, en la

medida de lo posible, en estudios empíricos de los efectos observados instrumentalmente durante las últimas

décadas. Los pronósticos basados en modelos, sean conceptuales o dinámicos, pueden resultar de gran ayuda a

la hora de extrapolar al futuro las relaciones clima-sistema observadas instrumentalmente. Ahora bien, conviene

no olvidar que los modelos solo son herramientas heurísticas y no sirven para corroborar hipótesis (Oreskes [et

al.], 1994). Así pues, la detección instrumental de tendencias en la calidad del agua provocadas por variaciones

en el clima es la forma más potente de demostrar la vulnerabilidad de un sistema frente a futuros cambios

climáticos.

En este capítulo se analiza cómo afectarán a la calidad del agua de estos sistemas las tendencias proyectadas

de la temperatura del aire y del agua de los ríos que llegará a los embalses catalanes. El análisis se efectuará,

principalmente, a partir de observaciones instrumentales realizadas en el embalse de Sau, que para algunas

variables van desde el año 1964 hasta la actualidad.

17. Los efectos en los embalses y su relevancia en la cantidad y en la calidad del agua para la garantía del recurso Rafael Marcé y Joan Armengol, FLUMEN-Universidad de BarcelonaJosep Dolz, Universidad Politécnica de Cataluña


Los efectos en los embalses y su relevancia en la cantidad y en la calidad delagua para la garantía del recurso

221

¿Conllevará el aumento de las temperaturas un incremento de la estabilidad térmica? En los embalses no siempre...

Una de las predicciones más reiteradas cuando se habla de los efectos del cambio climático en los sistemas leníticos

es el aumento de la estabilidad térmica provocada por la subida de la temperatura del aire. Tal afirmación se basa

en el hecho de que las capas superficiales de los lagos y los embalses se calentarán más que las profundas y, por

tanto, aumentarán el gradiente térmico y la estabilidad de la columna, cosa que debería favorecer la extensión de la

anoxia en las capas inferiores. Este fenómeno ya se ha observado experimentalmente en algunos lagos (Jankowski

[et al.], 2006). Incluso se pronostica que las cianobacterias resulten beneficiadas, ya que una mayor estabilidad y un

alargamiento del período de estratificación juegan a favor de sus estrategias fenológicas (Jöhnk [et al.], 2008).

Las predicciones anteriores se basan en el hecho de que los balances de calor en lagos dependen casi exclusivamente

de los intercambios de energía con la atmósfera. Y es precisamente por ello por lo que estas predicciones deben

extrapolarse con suma cautela a los embalses: los balances de calor y, por extensión, la posición y la estabilidad

de la termoclina dependen en gran medida de la gestión del agua, con la cual se diluyen los efectos del clima

sobre la dinámica física del sistema.

El caso de Sau es paradigmático, puesto que está muy bien documentado. Conociendo la evolución de la

temperatura media de la cuenca del Ter, que ha subido casi 1 ºC desde el año 1964, podríamos suponer que la

temperatura media del agua del embalse también ha aumentado. Nada más lejos de la realidad. En la figura 1

observamos cómo, pese a que la temperatura del aire ha subido, la temperatura media del embalse ha registrado

un descenso muy pronunciado durante el último decenio.

La explicación de esta contradicción aparente cabe buscarla en el hecho de que en el año 1996 se decidió

variar la gestión hidrológica del embalse: se pasó de captar el agua por la compuerta más profunda a hacerlo

por la más superficial disponible en cada momento. Ello tuvo consecuencias muy importantes en la estructura

térmica del embalse (figura 2). Dado que la estratificación provocada por la salida forzada del agua (denominada

Figura 1. Evolución de la temperatura media del aire en la cuenca del río Ter y de la temperatura media en el embalse de Sau. Se puede comprobar que la temperatura del aire ha aumentado como mínimo 1 ºC, mientras que la temperatura del agua en el embalse ha descendido cerca de 1,5 ºC.

222

Temp. mitjana de l’aire

Temp. mitjana de l’aigua

Tem

per

atu

ra (

ºC)

Temp. media del aire

Temp. media del agua

estratificación hidráulica) es la que determina la posición de la termoclina, esta se situó mucho más cerca de la

superficie. Además, también afectó a la estabilidad de la columna, pues es bien sabido que la salida de agua

profunda debilita los gradientes de densidad porque facilita la llegada de energía cinética turbulenta a las capas

profundas. Así pues, la salida de agua más superficial también ha provocado una termoclina más estable (figura

2; Moreno-Ostos et al., 2008).

La línea sólida representa la profundidad de extracción de agua por las compuertas y el área gris es el fondo

del embalse (de Moreno-Ostos [et al.], 2008). Puede observarse la correspondencia entre la profundidad de

extracción del agua y la termoclina a lo largo de todo el período, y cómo en los años de la década del 1990 la

termoclina es mucho más superficial y estable.

Por consiguiente, el efecto del aumento de las temperaturas en los embalses es muy incierto. Por un lado, si

todos los demás factores se mantuvieran inalterados, la temperatura media subiría, la estabilidad térmica debería

aumentar y, con ella, también la anoxia hipolimnética. Pero este efecto puede quedar totalmente enmascarado

por la gestión hidrológica del agua almacenada, como en el caso de Sau. Mención especial merecen en este

sentido los grandes embalses, que padecen variaciones de nivel muy acusadas y grandes extracciones de agua,

lo cual hace que la profundidad de extracción del agua y la intensidad de la estratificación hidráulica sean muy

variables, y tal variabilidad puede ocultar los efectos climáticos.

Donde los efectos del aumento de la temperatura pueden ser más importantes es en los pequeños embalses de

las cuencas internas (Foix, Gaià, Riudecanyes, etc.), con un tiempo de residencia del agua más largo y donde la

J F M A M J Jl A S O N D J F M A M J Jl A S O N D

1980

1981

1984

1985

1996

1997

1998

1999

J F M A M J Jl A S O N D J F M A M J Jl A S O N D

1980

1981

1984

1985

1996

1997

1998

1999



223

Figura 2. Evolución estacional de la termoclina (expresada a modo de gradientes de temperatura) para una selección de años con salida de agua profunda (a la izquierda) y con salida de agua más superficial (a la derecha).

E F M A M J J A S O N D

Pro

fun

did

ad (

m)

dT/

dZ

(ºC

)

E F M A M J J A S O N D

Pro

fun

did

ad (

m)

Pro

fun

did

ad (

m)

Pro

fun

did

ad (

m)

estratificación hidráulica provocada por la salida profunda del agua es menos intensa. Se podría decir que son

sistemas con una hidrodinámica más parecida a los lagos. En estos embalses es más probable que se aprecien los

efectos del aumento de la temperatura en la estabilidad de la columna del agua. Además, dadas las condiciones

tróficas de estos pequeños embalses (eutróficos o hipereutróficos en su mayoría), la probabilidad de que el

aumento de la estabilidad favorezca la aparición de cianobacterias y la extensión de la anoxia es elevada.

El verdadero problema: la futura escasez de los caudales y el aumento de la anoxia hipolimnética

Que el aumento de la temperatura del aire no haya de tener un reflejo claro en la calidad del agua de los embalses

no implica en absoluto que estos sistemas sean insensibles al cambio climático. El hecho de que los embalses

sean sistemas con tiempo de residencia relativamente corto hace que respondan de manera muy rápida a las

variaciones de caudal. Ello, tal como veremos, los convierte en sistemas que padecerán variaciones muy acusadas

en la calidad del agua si las predicciones del GIECC relativas a la precipitación y a la evapotranspiración en la

península Ibérica se cumplen (véanse los capítulos 7 y 8).

El vínculo que relaciona directamente las predicciones del cambio climático con la calidad del agua en los embalses

es el control que ejerce el caudal que entra en el sistema sobre la extensión de la anoxia en el hipolimnion (Marcé

et al., 2008). En resumen, existe una relación lineal entre la extensión de la anoxia en el hipolimnion con el

caudal del río que entra en el embalse y la concentración de materiales orgánicos en el río. Conviene destacar

que aunque la dependencia de la anoxia en la concentración de materia orgánica en el río varía de un embalse a

otro, la dependencia de la anoxia respecto al caudal parece una constante en prácticamente todos los embalses

(Marcé et al., 2008).

Por ejemplo, en Sau se puede relacionar el factor de anoxia estacional (AF, una medida normalizada de la extensión

de la anoxia en un lago o embalse) con el caudal del río y la concentración de carbono orgánico disuelto (DOC)

que contiene:

AF = 52,22 – 57,37*caudal + 0,18*DOC (n = 11, r2 = 0,85, p = 0,002)

En esta regresión, el caudal presenta una r2 parcial de 0,82, es decir: que su peso en la explicación de la varianza

de la AF es muy importante. Así pues, y a la espera de los resultados que confirmarán los mecanismos concretos

de la dependencia de la anoxia respecto al caudal, tenemos una relación empírica que nos relaciona uno de los

principales parámetros que definen la calidad del agua en los embalses con la cantidad de agua que entra en

estos sistemas.

A partir de estos resultados, el vínculo entre el cambio climático y la calidad del agua en los embalses catalanes

es directo. Si se cumplen las predicciones del GIECC, en Cataluña podemos padecer una reducción de las

precipitaciones de hasta el 12 % en el período 2080-2099, valor muy similar al que se ha pronosticado para

Cataluña en el capítulo 7. Ello, combinado con el aumento de la evapotranspiración provocado por la subida de

las temperaturas, podría comportar una reducción de los caudales en los ríos de entre el 20 y el 40 %, la cual se

sumaría a las reducciones ya detectadas durante las últimas décadas. Asumiendo que las relaciones lineales que

se han presentado anteriormente se pudieran mantener, ello implicaría un aumento del factor anóxico de entre

el 12 y el 25 %. En términos más intuitivos, ahora mismo el 59 % del volumen almacenado durante un verano

medio en Sau es anóxico. En el nuevo escenario tendríamos una media de entre el 66 y el 74 % de agua anóxica

en el pantano durante el verano. Si pensamos que la disminución del caudal comportará asimismo una mayor

presión de los vertidos urbanos e industriales en el río Ter, es muy probable que el DOC aumente si no se adoptan

medidas, de tal manera que los resultados anteriores podrían considerarse una estimación conservadora. Con un

aumento de un modesto 15 % en las concentraciones de DOC en el río Ter, el volumen anóxico en verano podría

224

situarse entre el 75 y el 82 %. Ello implicaría volver a las situaciones vividas durante las década del 1980, cuando

la prensa escrita se hizo eco de la pésima calidad del agua en el pantano.

Un efecto añadido al citado, pero también íntimamente ligado a períodos con escasa entrada de caudal en el

pantano es la desaparición de la mezcla invernal. Durante los otoños y los inviernos secos y con temperaturas

suaves, el embalse de Sau no se mezcla de manera efectiva hasta el fondo, a raíz de lo cual se establece una

situación meromíctica que se puede alargar hasta el establecimiento de la nueva termoclina durante la primavera/

verano siguiente. Evidentemente, ello implica una acumulación de agua anóxica durante períodos muy largos,

que puede acarrear muchos problemas cuando finalmente se mezcle con el agua superficial. Un ejemplo extremo

ha sido la evolución del embalse de Sau desde el otoño del 2006, cuando no se produjo la mezcla y, como

resultado, la capa profunda se mantuvo hasta el verano siguiente. Puesto que el otoño del 2007 tampoco tuvo

lugar la mezcla, el embalse ha mantenido una capa anóxica durante prácticamente dos años enteros (figura 3).

La gama de colores representa la concentración de oxígeno en mg/L (véase la escala de la derecha), mientras

que el área gris delimita el fondo del pantano, variable a lo largo del tiempo. Puede observarse que, en otoño

del 2006 y del 2007, el embalse no se mezcló totalmente, con una capa anóxica (<1 mg/L) profunda que se ha

mantenido durante dos años.

Por tanto, en el futuro, la combinación de menos lluvia y una evapotranspiración elevada (véase el capítulo 10)

hará que los ríos catalanes arrastren un caudal escaso, que, a la vez, impedirá la dilución de los vertidos urbanos

e industriales en los ríos, con el previsible aumento de las concentraciones de carbono orgánico en sus cauces.

Todo ello afectará de manera muy apreciable al contenido de oxígeno en los embalses (figura 4), en especial si

no se anticipan medidas apropiadas para paliar la pérdida de la capacidad de dilución de los vertidos de origen

humano en los ríos.

Figura 3. Evolución en profundidad del oxígeno en el embalse de Sau desde el año 2005

-60

-40

-20

0

Dep

th (

m)

2005 2006 2007

-1

0

0.9

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

13

14

15

16



225

pro

fun

did

ad (

m)

2005 2006 2007

-40

-60

-20

0

El recorte de la precipitación y el aumento de la temperatura provocarán un descenso de los caudales en los ríos.

A su vez, ello puede conllevar un incremento de las concentraciones de DOC en los ríos por falta de dilución de

los vertidos humanos en los cursos fluviales. Está empíricamente demostrado que la disminución de caudales y

el aumento de la concentración de DOC significaría un mayor volumen de agua anóxica en los embalses (flechas

gruesas). Por otro lado, el aumento de la temperatura puede contribuir directamente al aumento de la anoxia

a causa de la intensificación de la estratificación en los pantanos, pese a que, como se señala en el texto, la

importancia de este efecto es incierta y más probable en embalses pequeños.

Los efectos del cambio global ya son cuantificables en Sau

Como en otros lugares de Cataluña, el cambio climático es un hecho incontrovertible en la cuenca del Ter; así

pues, ya se puede cuantificar cuál ha sido el efecto de las variaciones de la temperatura e hidrológicas en la

calidad del agua del embalse de Sau durante las últimas décadas.

La temperatura media anual del aire en la cuenca del río Ter (a partir de datos de un número importante de

estaciones climáticas repartidas por la cuenca) muestra un aumento de cerca de 1 ºC desde el 1964 (fecha en que

se llenó por vez primera Sau). En el mismo período, el coeficiente de escorrentía (es decir: la fracción de agua de

lluvia que acaba circulando de manera efectiva por los ríos de la cuenca) ha disminuido de manera significativa

(figura 5). Dado que la precipitación en la cuenca no ha mostrado ninguna tendencia significativa durante los

últimos cincuenta años y que las captaciones de los abastecimientos de agua están muy equilibradas con los

correspondientes vertidos de aguas residuales, la importante reducción del coeficiente de escorrentía (que en

principio pasa de una media de valores de entre el 30 y el 40 % a valores inferiores al 25 %) tiene que responder

a un aumento importante de la evapotranspiración en la cuenca.

Figura 4. Esquema de la cascada de efectos provocada en la calidad del agua de los embalses por un probable aumento de la temperatura y descenso de la precipitación.

226

+ t

erm

ocl

ina?

Descenso de la precipitación Aumento de la temperatura

Aumento de la evapotranspiración

Descenso de caudal en los ríos

Aumento de la concentración de DOC en los ríos

Aumento de la anoxia en los embalses

Con los datos disponibles en la actualidad resulta muy difícil dilucidar si el aumento de la evapotranspiración se ha

debido a una subida de las temperaturas, o si la causa ha sido una proliferación de las masas boscosas motivada

por el abandono de los terrenos agrícolas y de actividades tradicionales como el carboneo (capítulo 8). Lo más

probable es que ambos factores hayan contribuido a ella de manera significativa, junto con los incrementos de

ciertos consumos (crecimiento de los regadíos sin retorno de caudales al sistema), posibles cambios en el régimen

de aportaciones nivales, etc.

Aparte de la disminución de la cantidad de agua disponible como recurso, hemos comprobado que el caudal

controla en gran parte el estado de oxidación del agua del embalse. A partir de las relaciones lineales presentadas

anteriormente, se puede cuantificar cuál ha sido el efecto de la disminución del caudal en la cantidad de oxígeno

estival en el embalse. Ahora bien, esto no supone una predicción de los efectos futuros del cambio climático, sino

la caracterización empírica de los efectos del cambio global ya acontecidos en la calidad del agua del pantano.

Mientras que el volumen medio de agua anóxica durante la última década ha sido del 59 %, si el caudal del río Ter

hubiera sido el de los valores de referencia en la década del 1960, el volumen medio de agua anóxica se situaría

en torno al 41 %, es decir: un tercio menos de volumen anóxico si se contara con las aportaciones medias de

hace unos 30 o 40 años. Si pensamos que la concentración de DOC en el río seguramente sería más baja a causa

de la dilución, esta disminución se puede considerar una estimación conservadora.

La conclusión es que el cambio climático desde la década del 1960 ha empeorado la calidad del agua en el

embalse de Sau (medida como el volumen de agua anóxica) como mínimo el 40 %. Dicho de otra manera:

los beneficios del establecimiento de los planes de saneamiento en la cuenca del Ter han sido contrarrestados

en gran parte por el cambio global. Ello marca una prioridad clara para el futuro: el control de los vertidos de

materia orgánica en los ríos. Puesto que no podemos influir directamente en la cantidad de agua que entra en

los embalses (salvo si consideramos la disminución de la masa boscosa, actuación con resultados inciertos y que

requeriría una evaluación precisa caso a caso), solo podemos intentar paliar los efectos del cambio climático

Figura 5. Tendencias de la temperatura del aire media anual en la cuenca del Ter y del coeficiente de escorrentía anual (es decir: la proporción de precipitación que acaba fluyendo de manera efectiva en el río Ter) desde el 1964 hasta la actualidad. Las líneas punteadas son regresiones lineales añadidas a modo de referencia.

5

5.5

6

6.5

7

7.5

8

8.5

9

9.5

1960 1970 1980 1990 2000 2010

Tem

pera

tura

aire

(ºC)

0

0.2

0.4

0.6

0.8

1

Coef

. esc

orre

ntia



227

tem

per

atu

ra d

el a

ire

(ºC

)

Co

ef. e

sco

rren

tía

19701960 1980 1990 2000 2010

0

0,2

0,4

0,67,5

8

8,5

9

9,5

228

en la calidad del agua de los embalses ejerciendo un control estricto sobre los vertidos urbanos e industriales.

Ello probablemente implicaría un cambio en la legislación sobre las concentraciones máximas permitidas en los

vertidos y la necesidad de redimensionar o rediseñar muchas EDAR en nuestro país.


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228

¿Cómo afecta el cambio climático a los peces continentales?

Los peces presentan ventajas y desventajas como indicadores ecológicos (Simon y Lyons, 1995) con respecto a

otros grupos taxonómicos. Una de las principales ventajas es que, por el hecho de ser organismos más grandes

que viven en una escala temporal y espacial superior, integran mucho las perturbaciones y, por tanto, pueden

ser especialmente sensibles (aunque menos específicos) al cambio climático. La otra ventaja principal es que son

muy visibles para la sociedad y, por consiguiente, conforman una herramienta excelente para que esta entienda

la problemática del cambio climático y la necesidad de mitigar sus efectos.

Los trabajos científicos que revisan o modelan el impacto del cambio climático en peces continentales son

relativamente escasos y en su inmensa mayoría se concentran en Norteamérica y en los salmónidos, de manera

que los resultados no son muy extrapolables a nuestras latitudes (donde tenemos menos riqueza de peces y

especies diferentes) y al caudal de los ríos mediterráneos. Las excepciones principales son los trabajos en el

Ródano (Daufresne [et al.], 2003; Daufresne y Boët, 2007, y la modelización de Xenopoulos [et al.], 2005), que

incluye datos del Duero y del Guadiana. Los trabajos que consideran ríos mediterráneos más pequeños son

contados y las únicas revisiones generales sobre el efecto del cambio climático en la península Ibérica que tienen

en cuenta los peces son Moreno [et al.] (2005) y Elvira (2007).

Las conclusiones de estos trabajos se pueden resumir en los puntos siguientes:

1) La temperatura es un factor determinante en la conocida distribución altitudinal de los peces y afecta

de muchas maneras a los peces y a muchos otros animales poiquilotermos (de sangre fría), ya sea a su

metabolismo, a su actividad, a la tasa de alimento, a la digestión o incluso a la selección de microhábitat y a

la competencia entre las especies (Ficke [et al.], 2007; Rahel y Olden, 2008).

2) Lógicamente, las especies de peces de aguas frías como las truchas y otros salmónidos serán las más

perjudicadas, mientras que otras especies de aguas más cálidas se verán favorecidas por el aumento de la

temperatura. En el Ródano, por ejemplo, se ha demostrado un aumento de la abundancia del barbo (Barbus

barbus) y del cacho (Squalius cephalus) y una disminución de dos especies de ciprínidos (carpas) de aguas

más frías (el alburno [Alburnus alburnus] y el leucisco común [Leuciscus leuciscus]) (Daufresne [et al.], 2003),

relacionados con la subida de la temperatura (figura 1).

18. Impacto en los peces continentalesEmili Garcia-BerthouInstituto de Ecología Acuática, Universidad de Girona


impacto en los peces continentales

229

3) En Estados Unidos se ha estimado que el hábitat para las especies de aguas frías o frescas (por ejemplo,

salmónidos) podría reducirse hasta el 50 % a causa del cambio climático (Eaton y Scheller, 1996).

4) Dado que la riqueza de peces depende de la superficie de la cuenca y aún más de su caudal medio (figura 2),

el modelo de Xenopoulos [et al.] (2005) pronostica la extinción local de muchas especies de peces en ríos de

latitudes comprendidas entre los 42° N y 42° S, donde está previsto que el caudal se reduzca.

Figura 1. Tendencia durante 20 años de abundancia (CPUE: capturas por unidad de esfuerzo) en el Ródano. Arriba, especies más termófilas como el cacho (Squalius cephalus = Leuciscus cephalus) o el barbo (Barbus barbus) han aumentado bastante, mientras que otras de aguas frías (como el alburno [Alburnus alburnus]) han disminuido (Extraído de Daufresne [et al.], 2003).

230

Med

ia a

nu

al d

e C

PUE

Leuciscus cephalus

Año biológico

Año biológico

Med

ia a

nu

al d

e C

PUE

Med

ia a

nu

al d

e C

PUE

Barbus barbus

Chondrostoma nasus

Gobio gobio

Alburnus alburnus

Leuciscus leuciscus

Alburnus alburnus

Leuciscus leuciscus

Chondrostoma nasus

Rutilus rutilus

Alburnoides bipunctatus

Gobio gobio

Barbus barbus

Leuciscus cephalus

Año biológico

0 (1977-1978) 10 (1987-1988) 20 (1997-1998)

0 (1977-1978) 10 (1987-1988) 20 (1997-1998)

0 (1977-1978) 10 (1987-1988) 20 (1997-1998)0

1

2

3

0

1

0

1

2

3

0,8

0

-0,8

5) En algunas regiones, estas extinciones locales aumentan a causa de los escenarios de más uso humano del

agua. Por ejemplo, en el Duero y en el Guadiana, Xenopoulos [et al.] (2005) predicen la extinción de entre el

0 y el 8 % de las especies nativas de peces, considerando solo el aumento de la temperatura, y entre el 4 y

el 18 % si se incluyen también mayores detracciones de agua (tabla1).

6) En algunos puntos del Ródano de los cuales se dispone de series temporales largas (Daufresne [et al.], 2003; Daufresne

y Boët, 2007) se ha observado un aumento de la abundancia total de peces, sobre todo de las especies termófilas,

y una disminución de la equitatividad (es decir: un aumento de la dominancia de unas cuantas especies).

7) Dado que las diferentes especies responderán de distinta manera al cambio climático y alterarán su abundancia

y distribución, ello afectará a sus interacciones bióticas y se producirán nuevas asociaciones de especies (Ficke

[et al.], 2007) y ecosistemas «noveles» o «emergentes» (Hobbs [et al.], 2006).

Figura 2. Relación entre la riqueza (número de especies) de peces y el caudal medio para 237 cuencas situadas entre los 42° N y 42° S, latitudes entre las cuales se prevé una reducción del caudal (> 10 % el 2070) (extraído de Xenopoulos et al., 2005).

Río (n = riqueza actual cambio climático cambio climático y cambio climático Canvio climático y de peces) consumo de agua consumo de agua

Ave-Duero (n = 16) –5% (7) –14% (7) 0% (7) –4% (7)

Guadiana (n = 16) –8% (10) –18% (10) –3% (10) –13% (10)

Se muestra el porcentaje (%) de especies extinguidas (y el intervalo de confianza del 95 %, entre paréntesis) y el número aproximado de especies nativas actuales (n).

Tabla 1. Predicción de extinción de especies en las cuencas del Duero y del Guadiana, según dos escenarios del GIECC 2001 (A2 y B2) para el año 2070, incluyendo solo el efecto del cambio climático y también el consumo futuro de agua (extraído de Xenopoulos [et al.], 2005).

B2A2



231

Riq

uez

a d

e es

pec

ies

de

pec

es

Descarga anual media (m3 s-1)

8) Muchas de las especies que se introducen son más bien termófilas y limnófilas (de zonas con poca corriente),

de manera que el cambio climático en general favorecerá a las especies invasoras (Zambrano [et al.], 2006;

Sharma [et al.], 2007; Rahel y Olden, 2008; Sharma y Jackson, 2008) y posibilitará el establecimiento de

nuevas especies (por ejemplo, tropicales o subtropicales) y propiciará la ampliación de su distribución (Clavero

y García-Berthou, 2006; García-Berthou, 2007) (figura 3).

El caso de Cataluña

En el caso de Cataluña, los efectos más verosímiles de un aumento de la temperatura y de una reducción y una

irregularidad más acentuada de caudales producidos por el cambio climático en los peces continentales son los

siguientes:

1) En el caso de Cataluña, las especies de agua fría más perjudicadas serían la trucha (Salmo trutta) y el coto

común (Cottus gobio), este último solo presente y autóctono en el Val d’Aran (Garona). Otras especies que

se encuentran río abajo, como las madrillas (Chondrostoma miegii, Chondrostoma arcasii) y las especies

pequeñas de barbos (Barbus meridionalis, Barbus haasi), también resultarían perjudicadas. La trucha es una

especie de agua fría que, según Sostoa [et al.] (1990), en Cataluña se encuentra básicamente en altitudes

superiores a los 500 m, donde la temperatura media máxima del aire no sobrepasa los 22 ºC (figura 4). En

cambio, otras especies como el barbo de montaña (B. meridionalis) y en especial el barbo colirrojo (B. haasi)

tienen una distribución delimitada tanto por encima como por abajo, puesto que no viven más allá de los

1.000 m, pero tampoco si la temperatura media del aire es superior a 24 ºC (Sostoa [et al.], 1990). Por tanto,

en principio se puede prever que la trucha y el coto común disminuyan su área de distribución, mientras que

los barbos pequeños la reajustarán, con más problemas para el B. haasi, que tiene una distribución general

más amplia en la península Ibérica, pero que, según parece, posee un nicho ecológico menos amplio que el

B. meridionalis.

Figura 3. Ejemplo de cómo una especie tropical (la piraña Pygocentrus nattereri) introducida en el sur de Estados Unidos probablemente ampliará su área invadida (extraído de Rahel y Olden, 2008).

232

Supervivencia invernal en la actualidad

Supervivencia invernal con un calentamiento de 2 °C

2) Por tanto, las poblaciones de trucha y otras especies reducirán su distribución, la fragmentarán y algunas se

extinguirán localmente (Hauer [et al.], 1997). La fragmentación ya existente en muchos de nuestros ríos, sin

pasos de fauna adecuados (salvo los que últimamente promueve la Agencia Catalana del Agua), hará que las

posibilidades de adaptación (por ejemplo, desplazarse río arriba) sean limitadas.

3) En cambio, otras especies como el cacho (Squalius laietaunus) (figura 5) y, sobre todo, muchas especies exóticas

invasoras termófilas como la carpa (Cyprinus carpio), la perca americana (Micropterus salmoides) o la gambusia

(Gambusia holbrooki) se volverán más abundantes y ampliarán su distribución, en especial porque también

se verán favorecidas por un caudal más reducido de los ríos. También otras especies subtropicales que hasta

ahora no establecían poblaciones reproductoras porque las temperaturas eran demasiado bajas, ahora se podrán

establecer y volver invasoras (figura 3). Algunos ejemplos podrían ser numerosas especies de cíclidos, como

Figura 4. Distribución en los Países Catalanes de las especies de peces más de montaña (extraído de Sostoa [et al.], 1990).

El límite inferior de la distribución altitudinal de la trucha (Salmo trutta) concuerda bastante con la isoterma (temperatura media máxima del aire) de 22 ºC, mientras que los del barbo de montaña (Barbus meridionalis) y el colirrojo (Barbus haasi) concuerdan más con la de 24 ºC.



233

Australoheros facetus (= Cichlasoma facetum), que hasta la fecha solo se encuentra en el Guadiana y en Portugal

(Doadrio; 2002; Ribeiro et al., 2007), pero también otras especies seguramente más perjudiciales, como las

tilapias (Oreochromis niloticus y Oreochromis mossambicus), con un fuerte impacto ecológico bien conocido.

4) Cabe esperar que muchos de estos cambios sean más importantes en la península Ibérica que en otros

países europeos, teniendo en cuenta el caudal más reducido y más alterado de nuestros ríos. De hecho, tal

como muestran Xenopoulos [et al.] (2005), es previsible que el efecto directo de la subida de la temperatura

sea muy inferior al efecto de un caudal más reducido en los ríos producido por menos precipitación, más

evapotranspiración y la notable extracción de agua que ya padecen y que se podría incrementar en el futuro.

Si se tiene en cuenta el elevado número de especies endémicas de peces de la península (Doadrio, 2002), el

impacto en términos de pérdida de biodiversidad también será superior al de otros países europeos.

Figura 5. Distribución en los Países Catalanes de las especies nativas de peces más abundantes de los tramos bajos de nuestros ríos (extraído de Sostoa [et al.], 1990).

El límite superior de la distribución altitudinal del cacho (Squalius laietaunus) parece concordar con la isoterma (temperatura media mínima del aire) de 2 ºC.

234


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236

Introducción

El cambio climático afecta a los componentes del ciclo hidrológico desde hace aproximadamente 30 años (véanse los

capítulos 8, 10 y 13) y es bastante probable que, si continúa la tendencia actual, siga afectándolos severamente a lo

largo del siglo XXI (Milly et al., 2002). Esta alteración de los componentes del ciclo hidrológico no es banal, ya que la

incidencia en la disponibilidad de recursos hídricos, tanto en cantidad como en calidad, influye de manera evidente

en los ecosistemas acuáticos. Como se ha visto en capítulos anteriores, los cambios que pueden registrarse en los ríos

mediterráneos son de diversa índole. A modo de resumen puede sintetizarse que los efectos principales provocarán una

reducción de los caudales circulantes y el incremento de la variabilidad de su régimen, lo cual implica que aumentarán

los episodios de sequía, combinados con fuertes crecidas (Katz, 1999; Karl y Knight, 1998; Karl y Trenberth, 2003;

Ludwig [et al.], 2004; Eisenreich, 2005). Sea como fuere, estas alteraciones afectarán de distinto modo según el tipo

de sistema fluvial. Por un lado, en los ríos de montaña, de régimen nival, se podría reducir la magnitud y la duración

de la crecida de deshielo a causa de la innivación más escasa causada por el cambio climático, e incluso la propia

innivación, que de manera habitual tiene lugar a principios y mediados de primavera, podría avanzarse a finales de

invierno y verse gravemente atenuada. En el caso de los ríos que dependen sobre todo de las aguas subterráneas,

podrían manifestar una reducción significativa del caudal base y un incremento de la temporalidad, sobre todo en los

períodos más secos, puesto que los niveles freáticos podrían verse gravemente afectados y, por ende, se reducirían los

caudales de las fuentes y de los manantiales (Eisenreich, 2005; Mas-Pla, 2005). El efecto más dramático seguramente

tendrá lugar en los ríos temporales o intermitentes, habitualmente de poco caudal circulante, los cuales podrán llegar

a secarse en períodos más dilatados de tiempo (Arnell [et al.], 1996; Bonada [et al.], 2007a).

La temporalidad es una situación que actualmente ya se produce en muchos ríos de régimen mediterráneo por causas

naturales (ríos pequeños con poca lluvia y mucha evapotranspiración) (Gasith y Resh, 1999), pero se ha visto agravada

por el incremento de la explotación y la captación que el ser humano hace del agua superficial, de los acuíferos, de las

fuentes y de los manantiales. Las comunidades biológicas que habitan en estos ambientes temporales presentan una

cierta singularidad, por su adaptación a las características de estos sistemas (Moreno [et al.], 1996; Williams, 1996).

La comunidad de invertebrados está estrechamente relacionada con la disponibilidad de los caudales circulantes y

el hábitat disponible (Blinn [et al.], 1995; Gallardo-Mayenco [et al.], 1995; Boix [et al.], 2001). Así, hay comunidades

adaptadas a condiciones de flujo relativamente elevado en períodos de caudal continuado en las cuales son habituales

las especies de invertebrados que emergen antes de la vuelta al estiaje. En cambio, en los períodos más secos aparecen

comunidades biológicas adaptadas a condiciones leníticas, con poco oxígeno disuelto a temperaturas elevadas o

con estrategias que permiten resistir la sequía, sea dispersándose activamente o adoptando formas de resistencia o

diversas estrategias. De una manera sintetizada, es posible diferenciar tres tipos de adaptaciones que las comunidades

biológicas pueden desplegar para amoldarse a los períodos secos (extraído de Williams, 1996):

• De comportamiento: Algunos invertebrados con fases adultas acuáticas o algunos vertebrados, se pueden dispersar

hacia tramos permanentes en busca de refugio en pequeños pozos donde se protegen de la fuerte insolación. En

otros casos, sobre todo de algunos invertebrados, se produce un fenómeno de diapausa estival y se refugian en

cuevas donde temporalmente soportan la falta de caudales en el cauce. Otros invertebrados y pequeños vertebrados

19. Caudales escasos y más temporalidad en los ríosNarcís Prat, Universidad de BarcelonaAntoni Munné, Agencia Catalana del Agua


Caudales escasos y más temporalidad en los ríos

237

presentan la habilidad de enterrarse en el barro o de refugiarse entre detritus o vegetación donde encuentran un poco

de humedad para soportar el período de sequía, si bien en este último caso algunos expertos discuten el éxito real de

esta estrategia en condiciones extremas.

• De ciclo biológico: Son estrategias consistentes en sincronizar el ciclo de vida con la temporalidad del

hidroperíodo fluvial. Así por ejemplo, la mayoría de los invertebrados en ríos temporales presentan un

crecimiento inicial rápido para poder llegar a adultos con tiempo suficiente antes de que comience el período

de sequía. Ello permite que se puedan producir diversas generaciones al año si la fase húmeda se prolonga.

La desincronización entre el ciclo biológico y el hidroperíodo o la pérdida de caudal puede condicionar la

supervivencia de determinadas especies y el buen estado del sistema.

• De maneras de resistencia: Algunos invertebrados y pequeños vertebrados son capaces de desarrollar formas

de resistencia que permitirán su supervivencia durante el período de sequía, como la quiescencia o la diapausa.

Algunos adultos pueden desovar en lechos totalmente secos y los huevos permanecen en diapausa hasta que el

caudal se restablece. Otros son además capaces de desarrollar capas protectoras durante las fases larvarias tardías

que les permitirán vivir en diapausa durante el período seco. Esta estrategia permite sobreponerse a sequías más

o menos puntuales, aunque no ofrece garantías en períodos secos continuados o excesivamente prolongados.

La reducción del caudal base y el incremento de los períodos secos pueden afectar gravemente a las comunidades

existentes ya adaptadas al clima mediterráneo hasta el punto de alterar su composición y abundancia. Mientras que

la capacidad de recuperación de las comunidades ante estas sequías estacionales es conocida, la prolongación de

las sequías tiene efectos menos predecibles, muy distintos según cada caso, y puede condicionar la supervivencia

de una gran proporción de la biota presente en la actualidad (Lake, 2003).

Evidentemente, los efectos del cambio climático serán diferentes en los ríos regulados por embalses o pantanos

que en los que no lo están, y dependerá también del tipo de ríos de que se trate y de su situación en el territorio

(los ríos de montaña probablemente quedarán menos afectados que los más mediterráneos). Los cambios que

se han de producir serán similares a los descritos en otros países (véase Closs y Lake, 1994; Williams, 1996; Bond

[et al.], 2008). Según Eisenreich (2005), en la escala temporal de los programas de medidas previstos por la

Directiva Marco del Agua, se esperan cambios considerables en el clima, y ello afectará también a las condiciones

de referencia, que no podrán ser mitigadas con ningún tipo de medida, de manera que los valores de referencia

deberán ajustarse en función de su evolución temporal y, por tanto, no podrán considerarse estáticos, pues

variarán como consecuencia de los efectos que el cambio climático tiene sobre las condiciones fisicoquímicas de

las masas de agua. La revisión de la caracterización de las cuencas cada seis años, tal como impone la Directiva

Marco del Agua, permitirá reevaluar las condiciones de referencia. En consecuencia, los objetivos de los planes de

medidas (para alcanzar el buen estado ecológico) exigirán una revisión periódica.

En este capítulo se analizan los posibles efectos del cambio climático en los sistemas fluviales de Cataluña y las

comunidades biológicas que los habitan, con excepción de la comunidad de peces, que se trata en un capítulo

aparte (capítulo 18). La información previa que poseemos sobre las comunidades de organismos de los ríos de

Cataluña proviene tanto de los datos del documento IMPRESS (Agencia Catalana del Agua, 2005) como de los

numerosos trabajos de investigación que hacen referencia a la calidad ecológica de los ríos e incluso de algunos

trabajos que aportan información sobre cambios en el ciclo vital de algunas especies.

Efectos del incremento de la temperatura en los ríos

El aumento de la temperatura del aire a causa del aumento de gases de efecto invernadero implicará un aumento

directo de la temperatura del agua, que variará en función de diversos factores (véase figura 1 del resumen inicial

de este bloque sobre ecosistemas acuáticos). En los ríos con una buena cobertura arbórea, el hecho de que no

238

penetre radiación solar directa provocará que la temperatura suba menos, si bien, al mismo tiempo, en estos

lugares la mayor evapotranspiración y la menor pluviometría pueden hacer que el caudal del río se vea menguado,

de manera que el agua podría calentarse más. La conexión o no del río con las aguas subterráneas también será

un factor a tener en cuenta; cuanto más importante sea el flujo de agua subterránea, más constante tenderá a

ser la temperatura. En los ríos temporales, cuando el caudal se reduce a un conjunto de lagunas desconectadas,

la temperatura puede sufrir fluctuaciones importantes similares a las del aire (diferencias importantes entre día

y noche), cosa que afectará al equilibrio de producción/respiración en estas lagunas y, por consiguiente, a la

posibilidad de alternancia de fases anóxicas con episodios de hiperoxigenación. Esta situación ya se da en muchos

ríos donde el descenso de caudal responde a la explotación abusiva de las aguas superficiales o subterráneas.

Con el incremento de la temperatura del aire como posible consecuencia del cambio climático, lo que podemos

esperar es que esta situación sea más habitual en todo el territorio.

Existen diversas evidencias de que la temperatura de los ríos ha aumentado en los últimos años. La más completa

procede de un trabajo reciente (Prats [et al.], 2007) y de ella se deduce que la temperatura del agua del río Ebro

en Escatrón (antes de los grandes pantanos de Mequinenza y Riba-roja) ha aumentado 2,5 ºC entre el año 1949

y el 2000. Aguas abajo de los embalses (pese a los cambios que estos producen en las temperaturas y pese a la

presencia de la central nuclear de Ascó), las diferencias en la temperatura entre la década de 1980 y el año 2005

también son claras, pese a que la falta de datos detallados antes del año1995 dificulta establecerlo con más

precisión (Cid [et al.], en prensa).

Uno de los efectos directos del aumento de la temperatura en las comunidades biológicas que habitan en los

ríos es la alteración del ciclo de vida, que se puede acelerar y, por consiguiente, la productividad biológica puede

aumentar de manera moderada en aguas frías, pero de manera importante en lugares donde la temperatura

media ya sea elevada (por el incremento más fuerte de la respiración con respecto a la asimilación). Por ejemplo,

el ciclo biológico del efemeróptero Ephoron virgo en el Ebro inferior, cerca de Tortosa, se ha visto alterado

en el poco tiempo transcurrido entre el año 1989, cuando se estudió por primera vez, y la actualidad. Este

organismo tiene un ciclo biológico muy marcado por una diapausa invernal en la eclosión de los huevos: una vez

la hembra los ha depositado en las gravas del río, las larvas no aparecen hasta la primavera siguiente, cuando la

temperatura roza los 14 ºC. La diapausa obligada de este insecto se aprecia claramente en el hecho de que se

puede interrumpir en el laboratorio si los huevos se guardan en la nevera a temperaturas cercanas a los 4 ºC y

al cabo de unos días se exponen a temperaturas más elevadas: los huevos se abren. Los datos recientes de Cid

[et al.] (en prensa) indican que, en este organismo, la eclosión de los huevos en el Ebro inferior se ha avanzado

prácticamente un mes en los últimos 18 años. Ello implica que el desarrollo es más rápido y podría hallarse en la

raíz del adelanto de la emergencia de los adultos. Pese a que otros factores (como la presencia de macrófitos a

densidades muy elevadas) pueden haber influido en los cambios en su ciclo, el aumento de la temperatura es el

factor que se presenta como más importante en los cambios (Cid [et al.], en prensa).

Otro de los efectos de los incrementos de temperatura es el desplazamiento en altitud de algunas especies o la

llegada de especies de ambientes más cálidos. No tenemos constancia (de una manera detallada) de que esto

haya ocurrido con los organismos acuáticos (invertebrados), sobre todo por el poco conocimiento que se tiene

de su distribución altitudinal como especie, pero lo que sí se ha constatado es el cambio en la distribución de

especies propias de ambientes estrechamente vinculados a condiciones de temperatura especiales, las cuales

pueden ver amenazado su hábitat. Especies hoy en día distribuidas en determinadas zonas de altitud elevada

(ambientes fríos) de Cataluña, sobre todo en el prelitoral o en el Prepirineo, pueden reducir drásticamente sus

áreas vitales, con la posibilidad de llegar a una situación de aislamiento e inviabilidad por falta de espacio y de

conectores adecuados que posibiliten el desarrollo normal y la viabilidad de la especie. Por ejemplo, Baetis alpinus

(un efemeróptero) se encuentra sobre todo a partir de 1.000 metros en el Montseny y necesita ríos de aguas frías.

Si la temperatura del agua sube, las poblaciones seguro que se refugiarán cada vez a más altitud. Desconocemos



239

hasta qué punto esto puede afectar a su viabilidad futura por pérdida de hábitat y por reducción del número

efectivo de individuos total en la zona, pero los conocimientos que se tienen de otros organismos indican que

este puede ser un mecanismo de extinción local de poblaciones de especies propias de aguas frías.

Efectos de los cambios del clima en el régimen de caudales en los ríos

En Cataluña encontramos muchos tipos de ríos, desde ríos permanentes de aguas frías en las montañas

hasta ríos que no llevan agua casi nunca o lo hacen de manera intermitente. En estudios de evaluación de

las condiciones ambientales y de contexto morfogeológico se han diferenciado doce tipos de ríos en

Cataluña (Munné y Prat, 2002, 2004; Agencia Catalana del Agua, 2005) (figura 1). Una de las características

principales que se han utilizado para establecer estas tipologías ha sido precisamente el régimen de caudales.

Uno de los tipos definidos ha sido el de los ríos intermitentes, que únicamente fluyen una parte del año y que

en Cataluña corresponden a un total de 33 masas de agua (9 %) y 489 km de lechos fluviales. Estos ríos están

repartidos por distintas zonas del territorio, si bien una parte importante se concentra cerca de la costa y más bien

hacia el sur (figura 1). Pese a quedar secos (o reducidos a simples lagunas) durante buena parte del año, estos ríos

cuentan con una fauna y una flora variadas, e incluso con una biodiversidad mayor que la de los ríos permanentes,

tal como han demostrado algunos trabajos (véase Bonada [et al.], 2007b). Su preservación es importante, ya que,

si el tiempo durante el cual el río se seca es demasiado largo, la mayor parte de esta biodiversidad puede sufrir

daños, tal como ilustró el estudio anterior realizado en el Parque Natural de Sant Llorenç del Munt i l’Obac.

Precisamente, los efectos del cambio climático, con la disminución de lluvias y el aumento de la evapotranspiración,

Figura 1. Tipos fluviales definidos en las cuencas de Cataluña en función de criterios fisiográficos, hidrológicos, climáticos y de contexto morfogeológico (Munné y Prat, 2002, 2004; Agencia Catalana del Agua, 2005).

240

Ejes principales

Grandes ejes mediterráneos

Grandes ríos poco mineralizados

Grandes ríos poco mineralizados

Ríos de montaña húmeda silícea

Ríos de montaña mediterránea caliza

Ríos de montaña mediterránea de caudal elevado

Ríos de montaña mediterránea silícea

Ríos de montaña mediterránea silícea

Ríos mediterráneos silíceos

Torrentes litorales

Ríos con influencia de zonas cársticas

Límite de las cuencas principales

Límite autonómico

Embalses

Cuencas internas

Cuencas intercomunitarias

apuntan a una intermitencia más acentuada en ríos que ya son temporales; por tanto, es importante saber cuáles

son los efectos de la falta de caudal, sobre todo en los ríos que ya son temporales y también en los de régimen

mediterráneo de caudal más variable (colores azul y verde claro en la figura 1), para poder saber qué puede pasar

de manera más generalizada en el futuro en las comunidades de organismos que habitan en ellos.

La importancia de las sequías

Lo que resulta clave para los organismos acuáticos no es solo el caudal medio circulante, sino especialmente

los cambios a lo largo del año, y aún más los cambios radicales, es decir: las grandes avenidas y las sequías

extremas, que provocan profundas alteraciones en las comunidades y explican en gran parte su evolución en

el tiempo. Estos cambios, que pueden ser naturales, pueden verse fuertemente agravados por la acción del

ser humano. Un ejemplo de los cambios a medio plazo que pueden sufrir los organismos que viven en los ríos

se refleja en la variación a lo largo de los años del valor del índice biológico IBMWP (índice de valoración de la

calidad del agua), calculado en las comunidades de macroinvertebrados presentes en tres ríos mediterráneos de

cabecera alimentados por pequeñas fuentes (figuras 2, 3 y 4). En estos gráficos se aportan dos datos para cada

año: el primero hace referencia al muestreo de primavera y el segundo al de verano; en caso de que se incluya

una tercera, corresponde al período de otoño. En los mismos gráficos también se indica la relación entre EPT/

(EPT+OCH). Mientras que EPT es el número de tasa (a nivel de familia) de los órdenes Plecoiptera, Ephemeroptera

y Trichoptera (organismos reófilos que viven en lugares con corriente de agua), OCH representa los órdenes

Odonata, Coleoptera y Heteroptera (organismos propios de lagunas y caudales lentos). El índice tiende a ser

alto en ríos permanentes que siempre llevan agua y tienen corriente y piedras en abundancia, y bajo en aquellos

lugares donde predominan las lagunas y el río tiene un caudal bajo o muy bajo, y dispone de un sustrato de grava

o roca. Su utilidad para caracterizar estas situaciones quedó demostrada en Bonada [et al.] (2007 b).

En la figura 2 se muestra la variación de los dos parámetros citados en un pequeño río de cabecera (la riera de

Gallifa), cuya cuenca no experimenta perturbaciones antropogénicas y que se nutre de una pequeña fuente

que se agota en los períodos de sequía. En la figura se observa que los datos del verano son muy variables y en

algunos años el río incluso quedó totalmente seco y no había macroinvertebrados acuáticos (años 1999, 2005,

2006 y 2007). Pero también se aprecia claramente cómo el efecto de la sequía estival es casi irrelevante en lo que

a la biodiversidad y a la calidad del agua de la primavera siguiente respecta, y muestra la rápida capacidad de

recolonización que tienen estos tipos de ecosistemas en su respuesta a la sequía.

También se aprecia cómo la comunidad se recupera rápidamente del grave incendio forestal que afectó a la

estación de Gallifa el verano del 2003. Pese a que después del incendio los macroinvertebrados prácticamente

desaparecieron, las lluvias relativamente abundantes del otoño del 2003 y de la primavera del 2004 hicieron que

al cabo de unos cuantos meses la comunidad alcanzara de nuevo el número de taxones habituales en el río y el

valor del IBMWP fuera similar al que el río presentaba antes del incendio (Vila-Escalé [et al.], 2007). Como se ve

en la figura, las comunidades de organismos de los ríos mediterráneos se recuperan con bastante celeridad de los

incendios y las sequías, salvo si estos son recurrentes a corto plazo (anual o bianualmente), ya que, si la frecuencia

o la intensidad de las perturbaciones aumenta, la biodiversidad disminuye (Townsend, 1989).

El mismo tipo de análisis (variación de la comunidad de macroinvertebrados en los últimos doce años) puede

hacerse en el caso de dos pequeños ríos de la cuenca del Foix, también sin perturbaciones importantes en la

calidad del agua, si bien uno de ellos experimenta una explotación del agua subterránea y superficial más intensa

(figuras 3 y 4). Como se aprecia en los gráficos, mientras uno de los puntos no se seca (excepto en el año 2007) y la

calidad biológica siempre es muy buena (independientemente de la época del año), en el otro las sequías son más

habituales e incluso algunas primaveras el río está completamente seco. La calidad biológica cuando el río fluye no es



241

Figura 2. Cambios en el índice de calidad IBMWP y en la relación EPT/EPT+OCH en la riera de Gallifa a lo largo de varios años.

Para cada año puede consignarse más de una fecha. Se indican los años en los que el río permaneció seco en verano. Datos del grupo de investigación FEM (Freshwater, Ecology and Management). (Disponible en: www.ecostrimed.net)

Figura 3. Evolución de la calidad biológica y del índice EPT/(EPT+OCH) en el torrente de Albereda, en la cuenca del Foix.

Datos del grupo de investigación FEM (Freshwater, Ecology and Management). (Disponible en: www.ecostrimed.net)

242

IBM

WP

250

IBMWP

EPT/

(EPT

+O

CH

)

200

150

100

50

01994

1995 1995 1997 1997 1999 1999 2003 2003 2003 2003 2005 2005 2007 2007

1996 1996 1998 1998 2000 2000 2002 2002 2004 2004 2006 20060,00

0,10

0,20

0,30

0,40

0,50

0,60

0,70

0,80

0,90

1,00

EPT/(EPT+OCH)

IBM

WP

EPT/

(EPT

+O

CH

)

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01998 1998 2000 2000 2002 2002 2004 2004 2006 2006

0,00

0,10

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0,40

0,50

0,60

0,70

0,80

0,90

1,00

IBMWP EPT/(EPT+OCH)

1997 1997 1999 1999 2001 2001 2003 2003 2005 2005 2007 2007

SEC

SEC

SEC

SEC

SEC

mala, pero los valores absolutos son menores que en el río donde el caudal es más constante. Es interesante

comprobar que en ambos casos el índice EPT/(EPT+OCH) puede alcanzar valores muy bajos, de solo 0,2. Por debajo

de valores de 0,5, los ríos son más parecidos a una sucesión de balsas que a un río con agua corriente.

La importancia de las sequías para las comunidades de macroinvertebrados fue analizada por Biosca (2007). En

este trabajo se estudiaron en detalle las comunidades de macroinvertebrados en 15 estaciones de referencia de

diversos ríos de las cuencas del Besòs y del Llobregat, mayoritariamente de cabecera. Ni el régimen hidrológico

de estas estaciones ni su calidad fisicoquímica estaban alterados de manera significativa por el hombre. Gracias

a que se dispone de datos de los mismos puntos tomados dos veces al año a lo largo de más de diez años, esta

constituye una de las pocas series relativamente largas de cambios en las comunidades en el tiempo (si bien a nivel

de familia y no de especie) que refleja los cambios «naturales» en las poblaciones sin mezclarse con la intervención

del hombre. En este estudio se pudo relacionar la lluvia con algunas mediciones de datos indicadores de la calidad

y de las características de los macroinvertebrados. De los diez años, solo dos fueron catalogados como húmedos

(precipitación por encima de la media del período, el 1997 y el 2004), mientras que cuatro fueron claramente secos

(1999, 2001, 2002 y 2005) (Biosca, 2007).

En cuanto a las comunidades de invertebrados, en verano no se detectaron diferencias significativas en las

mediciones comparadas (diversos ríos se secan de manera natural la mayoría de los años, como hemos visto con

anterioridad), pero sí en primavera (tabla 1). Es interesante ver cómo el análisis constata que no existen diferencias

ni entre verano e invierno ni entre años secos y húmedos en cuanto al valor del índice biológico o el número

de taxones a nivel de familia, pero sí en cambio en la composición y en los taxones que predominan. Así se ve

claramente reflejado en las diferencias significativas que hay en el cociente EPT/(EPT+OCH). En la tabla 1 se observa

Figura 4. Evolución de la calidad biológica y del índice EPT/(EPT+OCH) en la riera de Pontons de la cuenca del Foix.

Datos del grupo de investigación FEM (Freshwater, Ecology and Management). (Disponible en: www.ecostrimed.net)



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WP

EPT/

(EPT

+O

CH

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150

100

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0 0,00

0,10

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0,40

0,50

0,60

0,70

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1,00

IBMWP EPT/(EPT+OCH)

1998 1998 2001 2001 2003 2003 2005 2005 2007 2007

1997 1997 1999 1999 2002 2002 2004 2004 2006 2006

SEC

SEC

SEC

SEC

SEC

SEC

SEC

SEC

que las mediciones sensibles a la contaminación, como los índices IBMWP o IASPT, no son significativamente

diferentes en los cambios de caudal del río, tal como habíamos visto en las figuras 3, 4 y 5 para los datos de la riera

de Gallifa o de la cabecera del Foix (riera de Pontons).

En resumen, en años secos se da un cambio de comunidad importante indicado por el índice EPT/(EPT+OCH). Por

tanto, en el futuro, si a causa del cambio climático aumenta la frecuencia de años secos y en última instancia la

situación se vuelve permanente y en primavera el río no fluye como mínimo varios meses (como ya ha ocurrido

por la acción antrópica en muchos lugares, como la riera de Pontons, figura 4), ello podría implicar una pérdida de

biodiversidad importante, ya que desaparecerían muchas especies propias de los ríos con caudales más regulares.

Entre estas especies figuran la mayoría de los plecópteros, muchos efemerópteros y también algunos de los

tricópteros más particulares de los ríos mediterráneos, de donde nace la preocupación por estos cambios futuros.

El efecto de las avenidas

Con respecto al efecto de otras perturbaciones intensas, como las crecidas, en la figura figura 5 se observa la

evolución de los mismos parámetros medidos en pequeños ríos mediterráneos en los mismos años. Los resultados

muestran que el valor mínimo del índice de calidad en un punto bajo del embalse de La Baells, no sometido a

contaminación, se da en el año 1994, justo después de las fuertes inundaciones que se produjeron en este período,

y que hay que aguardar hasta 1997 (en 1996 también hubo fuertes inundaciones) para volver a encontrarse

valores cercanos a la media del período. Obsérvese que, en este caso, la relación EPT/(EPT+OCH) casi siempre

presenta valores superiores a 0,5, como corresponde a un río de caudal permanente y abundante.

FBILL IBMWP IASP N.º de taxones EPT/(EPT+OCH)) (EPT/(EPT+OCH)) (familias) abundancia

Primaveras secas vs

primaveras húmedas

Llobregat

Besós

Llobregat + Besós

Veranos secos vs

veranos húmedos

Llobregat

Besós

Llobregat + Besòs

Se ve que algunas no cambian de manera significativa (color rojo), otras cambian pero no de manera significativa (color naranja) y otras cambian de manera significativa (color verde) (extraído de Biosca, 2007).

Tabla 1. Cambios que se producen en las diferentes métricas de evaluación de la calidad biológica del agua utilizando macroinvertebrados en años secos respecto a años más húmedos.

244

Así se aprecia también en el punto de Gallifa (figura 6), donde el valor mínimo del índice biológico IBMWP a lo

largo de la serie también se registra en otoño de 1994. Ello incita a pensar en un impacto grave de las crecidas

catastróficas, que serían más relevantes para la recuperación de la biodiversidad que las sequías. En el caso de

un aumento de la frecuencia de las crecidas inducido por el cambio climático, por tanto, podríamos pronosticar

un impacto grave en las comunidades de organismos si entre crecida y crecida disminuyera mucho el tiempo de

recurrencia.

En el caso de Gallifa, si observamos lo ocurrido entre agosto de 2003 (cuando un incendio forestal afectó a toda

la cuenca) y otoño del 2005, también comprobamos un patrón muy interesante (figura 6). Después del incendio

y con las primeras lluvias, el río queda casi sin fauna macroinvertebrada por la enorme perturbación que supone

una crecida cargada de ceniza y de otros materiales procedentes de la vegetación quemada en la cuenca. Ahora

bien, también se observa cómo poco a poco se recupera la biodiversidad y, transcurrido menos de un año, la

calidad biológica es muy similar a los valores previos a la perturbación, si bien la composición no es igual y, de

hecho, algunas especies que antes del incendio abundaban no se recuperaron hasta transcurridos unos cuantos

años.

Figura 5. Cambios en los valores del índice biológico IBMWP y de la métrica EPT/(EPT+OCH) a lo largo del tiempo bajo la presa de La Baells, en el río Llobregat.

Datos del grupo de investigación FEM (Freshwater, Ecology and Management).



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IBMWP

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(EPT

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01994

1995 1995 1997 1997 1999 1999 2003 2003 2003 2003 2005 2005 2007 2007

1996 1996 1998 1998 2000 2000 2002 2002 2004 2004 2006 20060,00

0,10

0,20

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0,50

0,60

0,70

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0,90

1,00

EPT/(EPT+OCH)

La situación bajo los embalses

En los ríos regulados, la situación puede ser harto distinta. En ellos, el régimen de caudales es menos variable y

las crecidas, menos habituales. Aquí los efectos del cambio climático se pueden derivar de la disminución de los

caudales, del incremento de la temperatura del agua y de una concentración de nutrientes más elevada (capítulo

17). Si con el cambio climático la regulación de los ríos se vuelve aún más uniforme y los caudales se controlan

en torno a ciertos valores, cabe esperar que suceda lo que ha sucedido en el Ebro inferior y en el Ter inferior: por

un lado, se ha producido una estabilización del número de taxones, que puede ser alto si la calidad del agua es

buena (véase, por ejemplo, la figura 5, donde se aprecia el efecto de la regulación de La Baells sobre el río); por

otro lado, al eliminarse las crecidas y liberarse nutrientes desde los pantanos, la biomasa vegetal puede aumentar

(como ocurre en el Ebro inferior [Ibáñez [et al.], 2008]) y de este modo se incrementa la presencia de macrófitos.

Ello implica cambios en el ecosistema (con especies que resultan favorecidas respecto a otras) y puede aumentar

la probabilidad de éxito en la aparición de especies exóticas (hecho sobre todo muy importante en el caso de los

peces). En los últimos años, el incremento de Potamogeton pectinatus en el Ebro inferior ha provocado, junto con

otros factores, una mayor abundancia de la mosca negra (Simulium erytrocephalum), que hoy constituye ya una

auténtica plaga que se combate con insecticidas por los problemas que ocasiona. Si aumenta la regulación de los

ríos y los caudales reducidos (por la falta de aportaciones a los ríos a causa del cambio climático) y se eliminan

aún más sus crecidas, estos problemas irán al alza.

Figura 6. Cambios en el número de la tasa de macroinvertebrados después del incendio acaecido en la riera de Gallifa en agosto del 2003 (datos de Vila-Escalé et al., 2007).

246

días antes y después del incendio

Div

ersi

dad

de

fam

ilias

50

40

30

20

10

0

-100 0 100 200 300 400

Diversitat de famílies


AGènciA cAtAlAnA De l’AiGuA. Document de pressions i impactes i anàlisi del risc de no assolir els objectius de

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248

Introducción

Hasta la fecha no se ha encontrado ningún estudio dedicado a analizar los impactos ambientales del cambio

climático en los deltas y las lagunas litorales de Cataluña, de manera que lo que se puede afirmar en la actualidad

es todavía mera especulación y debe sustentarse en otros estudios efectuados en ecosistemas similares, como

por ejemplo las lagunas mediterráneas, pese a que los pocos trabajos existentes en torno a ellas también son

harto preliminares. Con relación a los deltas, los escasos estudios realizados se circunscriben al delta del Ebro

y se centran básicamente en las repercusiones de la subida del nivel del mar, uno de los efectos más directos e

importantes del cambio climático (Ibáñez y Canicio, 1994; Day [et al.], 1995; Ibáñez [et al.], 1997; Sánchez-Arcilla

[et al.], 1996, 2005, 2007, 2008).

Un estudio bibliográfico encargado por la Unión Europea, con el título de Cambio climático y la dimensión

europea del agua (Eisenreich [et al.], 2005), dedica un apartado a analizar los efectos del cambio climático en la

cuenca del Ebro y su delta. Las conclusiones principales de este estudio son las siguientes:

• LosmodelosaplicadosmuestranqueenlacuencadelEbrolatemperaturaaumentaráentre2y3ºCenel

transcurso de este siglo (Alcamo et al., 1996). Ello provocará pérdidas de agua por evaporación y más demanda

de agua para los cultivos y la vegetación natural, así como para otras actividades humanas.

• Laprecipitacióndisminuiráentreel5yel20%,segúnelGobiernoespañol(PHN,2003).Ayala-CarcedoeIglesias

(2000) calculan para el 2050 una reducción del 16 % en la disponibilidad de recursos hídricos en la cuenca.

• Contodaprobabilidadseregistraránacontecimientosextremos(sequías, inundacionesyolasdecalor)con

mayor frecuencia.

• Contodaprobabilidadseregistraránacontecimientosextremos(sequías, inundacionesyolasdecalor)con

mayor frecuencia.

• La disminución del caudal fluvial implicará unamenor dilución de contaminantes y un incremento de la

salinidad.

Con relación al último informe del Grupo Intergubernamental de Expertos sobre el Cambio Climático (GIECC,

2007), los principales efectos previstos en el sur de Europa son los siguientes:

• temperaturasmásaltasysequíasmásintensas,

• disponibilidadreducidadeaguaymenorgeneraciónhidroeléctrica,

• descensodelrendimientodeloscultivosyconsecuenciasnegativasparaelturismo,

• incrementodelasolasdecalorymayorfrecuenciadeincendiosforestalese

• impactosenlossistemascosterosacausadelasubidadelniveldelmar.

A continuación analizamos los principales efectos del cambio climático en los deltas y las lagunas litorales de

Cataluña: la subida del nivel del mar y el incremento de la temperatura.

20. Ecosistemas de riesgo elevado: los deltas y las lagunas litoralesCarles Ibáñez, Instituto de Investigación y Tecnología Agroalimentarias


Ecosistemas de riesgo elevado: los deltas y las lagunas litorales

249

La subida del nivel del mar

Las predicciones formuladas en el último informe del GIECC (2007) indican que para finales del siglo XXI se

producirá un incremento medio del nivel del mar de entre 18 y 59 cm, dependiendo de los distintos escenarios

de emisión de gases de efecto invernadero. Las repercusiones del aumento del nivel del mar variarán en función

del lugar y obedecerán a la magnitud de tal aumento, a la morfología/topografía costera y a las modificaciones

humanas. Estos impactos podrán ser especialmente graves en las regiones donde las variaciones intermareales

son pequeñas. En general, cuanto más pequeña es la zona intermareal, mayor es la susceptibilidad a una subida

del nivel del mar. En este sentido, las costas mediterráneas y bálticas tienen poca amplitud de variación mareal (<

1 m), un factor que sugiere que estas regiones serán altamente vulnerables a la subida del nivel del mar, como es

el caso del delta del Ebro o del Llobregat, con un bajo rango mareal (20 cm).

En los deltas, la subida del nivel del mar es más crítica que en otras zonas litorales, por diversos motivos:

• subajaelevación(0-3m),quehacequeelriesgodeinundaciónseaalto;

• lapérdidadeelevacióndelosdeltasporcomparación(subsidencia),quehayquesumaralasubidarealdel

nivel del mar; la suma de ambas variables se conoce como subida relativa del nivel del mar (SRNM);

• lafuertedependenciadelasaportacionesdeaguaysedimentosdelacuenca,quealmenguaracausadelos

regadíos, los pantanos y otros usos acentúa la subsidencia, la regresión y la salinización de la llanura deltaica.

En el caso del delta del Ebro, el único sistema costero de Cataluña del que se dispone de datos y estimaciones

(Ibáñez [et al.], 1997), la situación es la siguiente:

• lastasasdesubsidenciaestimadassonde1a5mm/año,enfuncióndelascaracterísticaslocales;

• latasadesubidadelniveldelmaractualesdeunos3mm/año,ycontinuarácreciendoeneltranscursodeeste

siglo;

• lasubidarelativadelniveldelmarprevistaparafinalesdelsigloXXIsesitúaentre0,6y1m,detalmaneraque

el 50 % del delta estará bajo el nivel medio del mar, y

• latasaderetrocesodelacosta(porfaltadesedimentos)essuperioralos2-3m/añoenlamayoríadeloscasos,

si bien se desconoce la parte atribuible a la SRNM (pese a que se estima un orden de magnitud inferior).

La subida de la temperatura

La subida de la temperatura del aire en Cataluña es un hecho contrastado en la mayoría de los observatorios, si

bien se desconocen las implicaciones reales de dicho aumento en los ecosistemas acuáticos litorales.

La temperatura en la superficie del Mediterráneo aumentó 0,75 ºC entre el 1993 y el 2003, cifra que quintuplica

la media del resto de mares y océanos del planeta, según un estudio del Laboratorio de Geodesia Espacial de la

Universidad de Alicante realizado en colaboración con la NASA (Vigo [et al.], 2005; García [et al.], 2006). También

se ha registrado una subida de la temperatura en las masas de aguas litorales de Cataluña, si bien las series

de datos largos corresponden a mar abierto (por ejemplo, a L’Estartit). En el caso de sistemas más confinados

(lagunas y bahías), donde cabe esperar un impacto térmico mayor por la poca profundidad que tienen, los datos

son más puntuales en el espacio y en el tiempo, de manera que no se dispone de información suficiente para

valorar la evolución del aumento de temperatura del agua en estos ecosistemas. Probablemente la serie de datos

de un sistema costero parcialmente confinado más larga, que puede ser representativa de la tendencia en las

lagunas litorales, sea la de las bahías del delta del Ebro (los Alfacs y el Fangar).

250

En el caso de la bahía de los Alfacs se ha estimado un incremento cercano a 2 ºC para el período 1990-1998 en

el agua de fondo, a 6 m de profundidad (De Pedro, 2007). Este aumento es muy pronunciado, pese a que la serie

de datos probablemente no es lo bastante larga como para extraer conclusiones definitivas acerca de la magnitud

de la tendencia. En los años 2003 y 2006 se registraron temperaturas máximas bastante elevadas en las bahías

del delta del Ebro (figuras 1 y 2), que produjeron mortalidades de bivalvos (Fernández-Tejedor [et al.], 2008). En

el 2003 el mejillón quedó totalmente extinguido en ambas bahías a causa del aumento y de la persistencia de

las elevadas temperaturas del agua. En los Alfacs, las temperaturas pasaron de los 28 ºC (del 14 de julio al 25 de

agosto) a un máximo de 30,9 ºC. En el Fangar también aumentaron de los 28 ºC (en las mismas fechas) a una

máxima de 29,9 ºC registrada en los muestreos rutinarios del Programa de seguimiento de la calidad de las aguas,

los moluscos y el fitoplancton tóxico en las zonas de producción de marisco del litoral catalán que lleva a cabo

la Dirección General de Pesca de la Generalitat. En el año 2006, en la bahía de los Alfacs volvió a producirse una

mortalidad total del mejillón durante el verano a causa de las elevadas temperaturas (Fernández [et al.], 2008). En

el año 1994 ya se había producido un episodio de mortalidad de bivalvos provocada por las altas temperaturas en

la bahía de los Alfacs. Tanto el crecimiento como la mortalidad de Mytilus galloprovincialis en la bahía del Fangar

están fuertemente afectados por las elevadas temperaturas de julio y agosto (Ramón [et al.], 2007).

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Figura 1. Temperaturas en la estación central de la bahía de los Alfacs a las profundidades de 0,5 m y 6 m entre el 1992 y el 2007.



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ALFACS CENTRAL

Efectos previsibles y posibles escenarios futuros

En este apartado analizamos efectos que aún no se han contrastado, pero que son previsibles a raíz de las

constataciones en otros sistemas similares o de acuerdo con las predicciones de la teoría ecológica.

Los principales impactos previstos en los ecosistemas litorales de Cataluña (deltas y lagunas) son los siguientes:

• cambios en elmetabolismo de los ecosistemas: aumentomás elevado de la respiración con relación a la

fotosíntesis (aumento del grado de heterotrofia), con la disminución consiguiente de la producción primaria

neta:

• cambiosenlacomposiciónyenladiversidaddelascomunidadesbiológicas:mayordesarrollodelasespecies

adaptadas a temperaturas elevadas;

• mortalidaddeespeciessensiblesatemperaturasextremasymáshipoxia,especialmentepecesybivalvos;

• cambiosenlahidrologíayenlasalinidaddelaslagunasylasbahías,y

• retrocesodelacostaypérdidadeextensióndelosecosistemaslitorales.

A continuación analizamos más detalladamente los efectos previsibles del cambio climático en las lagunas litorales

(Hoepffner, 2006).

Figura 2. Temperaturas en la estación central de la bahía del Fangar a las profundidades de 0,5 y 6 m entre el 1992 y el 2007.

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FANGAR CENTRAL

a) Por aumento de la temperatura:

•cambiosenelmetabolismodelosorganismosyenladistribucióndelnichoecológico,

•cambiosenlasinteraccionesentreespeciesyensudistribución,

•cambiosenlaestructuradelaredtróficayenlosciclosbiogeoquímicos,y

•cambiosenlosprocesosecológicos,enespecialenlaproducciónprimariayenladescomposición.

b) Por cambios en el régimen de precipitaciones:

•alteracióndelbalancehídricodelosecosistemaslitorales;

•alteracióndeltransportedenutrientesdisueltosdesdelacuencahidrográficahastalosecosistemaslitorales,y

•cambioseneltransportedesedimentosdesdelacuencahidrográficaydesdeelmar.

c) Por la subida del nivel del mar:

•aumentodelaprofundidaddelalaguna;

•alteracióndelacirculacióndelagua;

•cambioseneltransportedesedimentosyenelequilibrioerosión-sedimentación,e

•incrementodelainundacióndelasciénagaslitoralesconaguasalada.

d) Por aumento de la radiación ultravioleta:

•sehademostradoquelaradiaciónultravioleta(RUV)tieneefectosdeletéreosennumerososorganismosy

procesos planctónicos;

•enalgasmarinas,fanerógamasyfitoplancton,laRUVpuedeinhibirlafotosíntesis;

•laRUVaumentalamortalidadbacterianaydelfitoplancton,sobretodoenlosprimeros5mdecolumna

de agua, y

•aRUVpuedemodificarlaestructurayladinámicadelaredtróficapelágica,quederivahaciaunared

trófica microbiana.



253

Figura 3. Síntesis de los posibles impactos del cambio climático en la cuenca del Ebro y el delta

Figura 4. Síntesis de los impactos relacionados con el cambio climático en el delta del Ebro (efectos directos y efectos combinados con otras causas).

254

Subida nivel del mar

Incremento de la temperatura del agua

Aumento de tormentas

Regresión de la costa

Pérdida de humedales

Incremento salinidad de agua y suelo

Daños en los cultivos

Daños en la acuicultura

Daños al turismo

Incremento de temperatura

Descenso de precipitación

Incremento de demanda de agua (vegetación)

Descenso caudales fluviales y reservas de pantanos

Descenso recursos hídricos subterráneos

Estrés hídrico (vegetación)

Conflictos hídricos (usos)

Pérdida de biodiversidad

Ecosistemas terrestres como fuente limpia de CO2

Incremento salinidad suelo que afecta a los cultivos

Disminución caudales fluviales y sedimentos

Subsidencia del suelo de 3 mm/año

Tº estival de la bahía hasta 30 ºC

Zonas urbanizadas en riesgo

Regresión costera de 10 m/año

Subida nivel del mar de 3 mm/año

Hipoxia estival y mortalidad de moluscos


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257

Introducción

A las incertidumbres que generalmente se asocian a los efectos del cambio climático en los ecosistemas, en el mar

se añaden otras relacionadas con las características de los océanos respecto a las masas continentales. En efecto, el

impacto del cambio climático en el medio marino es difícil de determinar porque, para comenzar, el ambiente marino

todavía nos es mucho menos conocido que el terrestre; en lo tocante a las series temporales de temperaturas, por

ejemplo, rara vez se remontan a más de tres décadas y en general están limitadas a aguas litorales.

A ello se añade que las características físicas, las respuestas biológicas y los equilibrios químicos de los océanos están

sujetos a dinámicas que se extienden por buena parte del océano mundial (recuérdese la «cinta transportadora

oceánica»; Broecker, 1991), desde la superficie hasta el fondo y por un medio que tiene una inercia (térmica, por

ejemplo) notable. A ello se añade que apenas comenzamos a conocer la dinámica de fenómenos a macroescala

oceánica, como el caso de El Niño, o el funcionamiento de áreas que hasta ahora no habían estado suficientemente

estudiadas, como el océano Austral y la Antártida. Y por si todo esto no fuera poco, se suman a esta sinergia,

los efectos de otros impactos antrópicos, que pueden enmascarar o potenciar algunos de estos efectos, desde la

contaminación hasta la sobrepesca.

En cualquier caso, ya comienzan a tenerse bastantes indicios, en algunos casos certezas (Levitus [et al.], 2000;

Duarte y Tintoré, 2001; Cicerone [et al.], 2004; Harley [et al.], 2006), de que el impacto del cambio climático

se notará en el mar, y que sus repercusiones serán aún más variadas, impactantes y preocupantes de lo que se

preveía hace lustros (Fields [et al.], 1993). A continuación se revisarán estas repercusiones, tanto a escala oceánica

global como centrada en el Mediterráneo, diferenciando las que afectan básicamente al medio físico y al paisaje

de las que tienen impactos en los organismos y en las comunidades que forman; aunque como el propio cambio

climático es de naturaleza física, ambos grupos de efectos se refuerzan mutuamente, o se confunden: un aumento

del nivel del mar no solo provoca alteraciones en la línea de la costa, sino que también lo hace en las especies y

en las comunidades litorales, y los cambios en la distribución y la abundancia relativa de determinadas especies se

trasladan por toda la red trófica e inciden de manera inmediata en el aspecto del paisaje litoral y marino.

Alteraciones en el medio físico y en el paisaje

Temperatura

A pesar de la inexistencia de series largas de temperaturas en casi todos los mares, hoy ya puede afirmarse que en

el último medio siglo las aguas oceánicas superficiales (entre 0 y 300 m de profundidad) han experimentado un

aumento medio de 0,31 ºC (Parrilla [et al.], 1994; Gouretski y Koltermann, 2007; MacKenzie y Schiedek, 2007).

En el norte del Mediterráneo occidental, tres series de datos (de L’Estartit, de la isla del Levante, en las islas de

Hyères, y en Vilafranca de Mar, las dos últimas en la costa francesa) se remontan a algo más de treinta años y son

las más extensas que existen (Francour [et al.], 1994; Romano [et al.], 2000; Salat y Pascual, 2006). El resumen

de lo que indican es claro: en este tercio de siglo, la temperatura de las aguas superficiales del Mediterráneo

occidental septentrional ha subido en torno a 1 ºC de media; el mayor aumento se ha dado alrededor de los 20

21. El mar y las costas de Cataluña ya notan el efecto del cambio climáticoJoandomènec Ros, Universidad de Barcelona


El mar y las costas de Cataluña ya notan el efecto del cambio climático

259

m de profundidad (1,2 ºC) e incluso en las aguas situadas a 80 m la temperatura ha subido unos 0,7 ºC (figura 1).

A causa de la gran inercia térmica del mar, en especial en aguas profundas, el efecto del calentamiento es notable

y sus impactos pueden ser muy importantes, tanto en lo relativo al aumento de volumen de la masa de agua y a

la disminución de la densidad del agua del mar (y a su papel en la circulación geostrófica) como a la fisiología, la

fenología, la ecología y la distribución de los organismos marinos (véase el apartado 2).

pH

En el mar, el pH es ligeramente alcalino y bastante constante, entre 8 y 8,3, y solo se producen desviaciones de este

rango en función de la variación de la concentración de dióxido de carbono y de oxígeno: en aguas superficiales

bien iluminadas, cuando hay poco CO2 (porque lo usan las algas como materia prima para la fotosíntesis) y

mucho O2 (producido por estas plantas), el pH puede ascender ligeramente, hasta 9, y alcalinizar el agua del mar.

En aguas profundas, donde la materia producida en superficie se va descomponiendo y, al hacerlo, consume

oxígeno, el pH puede descender a 7,6. Esta gama no es tan extensa como en las aguas continentales.

El pH depende de la cantidad de CO2 del agua, en equilibrio con la de la atmósfera. El dióxido de carbono se

disuelve bien en agua (donde su concentración es unas cien veces superior a la de la atmósfera) y forma ácido

carbónico, que se disocia rápidamente en ión bicarbonato y, si las condiciones son alcalinas, en carbonato,

liberando hidrogeniones en cada caso; el carbonato, en condiciones más ácidas, vuelve a bicarbonato; es el

sistema carbónico-carbonatos, responsable del equilibrio dinámico del carbono disuelto. Si, alcanzado un

determinado equilibrio, la cantidad de CO2 aumenta en el agua, crece la acidez (la concentración de hidrogeniones)

e inmediatamente se favorece que los hidrogeniones se combinen con los carbonatos y se pase de carbonato a

bicarbonato, y de bicarbonato a ácido carbónico. Si la cantidad de dióxido de carbono disminuye, el sistema lo

compensa descomponiendo bicarbonato en carbonato más hidrogeniones y manteniendo el equilibrio.

Figura 1. Aumento de la temperatura del agua a distintas profundidades en dos localidades del Mediterráneo noroccidental, L’Estartit (EST) y Vilafranca de Mar (VIL, Alpes Marítimos), en el transcurso de casi un tercio de siglo (Fuente: Salat y Pascual, 2006).

260

tendencia en 29 años (°C)

pro

fun

did

ad (

m)

EST

VIL

La alcalinidad o acidez de las aguas naturales reviste importancia porque de ella depende el equilibrio entre

precipitación y disolución de algunos compuestos, y la capacidad de la propia agua para mantener el equilibrio

en cuestión de disociación iónica, la capacidad tampón. Cuando el carbonato de calcio precipitado (en forma de

calcita o aragonita) en el caparazón de un molusco o de un crustáceo o en el esqueleto de una madrépora coralina

pasa a bicarbonato, la estructura se disuelve. La capacidad de mantener en las aguas estructuras esqueléticas a

base de carbonato depende, por tanto, del pH. En ciertas condiciones naturales (aguas frías, polares o profundas)

es difícil formar caparazones o esqueletos calcáreos: no hay corales polares o abisales, los moluscos no tienen

concha o la tienen delgada (o blanda), etc. La situación es exactamente la contraria para los esqueletos formados

por silicio: en estos casos, las aguas frías propician la precipitación de silicatos y las cálidas, su disolución.

Como consecuencia del incremento de la concentración de CO2 en la atmósfera por causas antrópicas, también ha

aumentado la entrada de este gas en el mar y ha comenzado a acidificarlo, entre 0,1 y 0,3 de pH (Caldeira y Wickett,

2003; Sabine [et al.], 2004; Orr [et al.], 2005; Blackford y Gilbert, 2007; Gazeau [et al.], 2007). Si no se actúa por

reducir la entrada de CO2 en los océanos, el pH del agua de mar puede reducirse en 0,5 unidades a finales del siglo

XXI (Royal Society, 2005). (El mismo calentamiento del agua de mar está ralentizando la entrada de más CO2 en los

océanos, puesto que la solubilidad de este gas y otros es función inversa de la temperatura; Lefèvre [et al.], 2004.)

La acidificación del agua marina puede comportar un trastorno enorme a muchos organismos de una gran

importancia ecológica y económica. Entre los planctónicos destacan los cocolitóforos, los foraminíferos y los

terópodos (uno de los alimentos predilectos de las ballenas; Riebesell [et al.], 2004). Muchos organismos bentónicos,

moluscos, crustáceos y equinodermos, entre otros, tienen esqueletos calcáreos (Bibby [et al.], 2007; Gazeau [et

al.], 2007; Miles [et al.], 2007). No obstante, quizá los más afectados serán los corales formadores de arrecifes,

en especial los de aguas superficiales y cálidas (Hughes [et al.], 2003; Baker [et al.], 2004; Hoegh-Guldberg

[et al.], 2007; Turley [et al.], 2007; Fine y Tchernov, 2007; NOAA, 2008). Sus esqueletos, a cuya construcción

contribuyen las algas simbiontes, encontrarán dificultades para mantenerse intactos en aguas más ácidas, y la

gran biodiversidad que hospedan los arrecifes coralinos resultará gravemente perjudicada.

Algunos de estos efectos ya han comenzado a notarse en alta mar, si bien con resultados contradictorios (últimamente

hay indicios de que las aguas más ácidas propician la proliferación de cocolitóforos; Iglesias-Rodríguez [et al.],

2008), y tanto los experimentos de laboratorio como el estudio de fuertes gradientes de pH naturales (alrededor

de surgencias de gases en fondos de regiones volcánicas del Mediterráneo; Hall-Spencer [et al.], 2008) indican un

impacto evidente en las algas calcáreas, los madreporarios y los equinodermos, entre otros.

Determinadas comunidades mediterráneas dependientes de organismos calcificados (el trottoir mediolitoral de

Lithophyllum byssoides y, en especial, la comunidad circalitoral de coralígeno; Ros [et al.], 1985; Ballesteros,

2006) pueden resultar profundamente afectadas. Se prevé que la capacidad tampón de los océanos pueda

quedar afectada a medio plazo.

Nutrientes

El cambio climático en sí no implica variaciones en la cantidad de nutrientes del mar y el litoral, si bien algunos

procesos generados o favorecidos por dicho cambio pueden comportar modificaciones en el régimen habitual de

aportación de nutrientes y, por tanto, en la producción primaria; y el descenso del pH puede movilizar determinadas

formas iónicas raras en la alcalinidad normal del océano. En los escenarios de aumento del nivel del mar (véase el

apartado 1.6) se calcula que bastantes comunidades litorales, tanto sumergidas (praderas de fanerógamas, etc.)

como emergidas (vegetación de marismas, etc.), sufrirán una reducción de la radiación incidente (en el límite inferior

las primeras) y/o una inmersión continua (las segundas), cosa que propiciará la muerte de las plantas constituyentes

y la descomposición de la materia orgánica, con la consiguiente liberación de nutrientes.



261

No obstante, todo ello sucederá a un ritmo bastante lento para que no comporte ningún impacto notable, y lo mismo

puede afirmarse de los episodios de lluvias torrenciales, que podrán implicar avenidas más frecuentes y aportación

de sedimentos y nutrientes al litoral. Otro aspecto, aún poco estudiado, es el papel que pueden desempeñar los

organismos fijadores de nitrógeno atmosférico en un océano más rico en dióxido de carbono; los primeros indicios

apuntan hacia un aumento de la entrada de nitrógeno en el mar (Barcelos e Ramos [et al.], 2007; Levitan [et al.],

2007). Tal como se ha podido establecer en comunidades terrestres, para el bacterioplancton y el fitoplancton marinos

la subida de temperatura implica un mayor consumo de dióxido de carbono y de oxígeno (Vázquez-Domínguez [et

al.], 2007), de manera que no está claro que la producción primaria de los océanos en general y del mar Mediterráneo

en concreto se pueda beneficiar de este incremento de CO2, de nitrógeno fijado (ni si es cierto que aumentarán los

episodios de vientos del sur, con carga de polvo sahariano; véase el apartado 1.4), de fósforo y de hierro.

Lo que sí es seguro es que un aumento del ritmo de deshielo de los casquetes polares y una mayor frecuencia de

desprendimiento de los icebergs conllevará un aumento de la entrada de sedimentos y nutrientes en los mares de latitudes

altas (Smith [et al.], 2007), pero ignoramos qué impacto puede tener ello allende los mares regionales afectados.

Regímenes de vientos

Se ha sugerido que una de las alteraciones asociadas al cambio climático global será el aumento de episodios

catastróficos de circulación atmosférica, desde los ciclones y los huracanes tropicales hasta los vientos regionales

asociados al tiempo meteorológico. Muchas incertidumbres rodean aún este punto, pero cabe recordar al menos

tres aspectos de la biología marina en los cuales los vientos desempeñan un papel destacado.

En primer lugar, los afloramientos inducidos o reforzados por vientos litorales (como los del golfo de León, por indicar

el más cercano) pueden verse afectados en cierta medida por cambios eventuales en el régimen de vientos (y por el

calentamiento concomitante del agua). En segundo lugar, y con independencia de cuál sea la causa de la sobreabundancia

de medusas y sifonóforos que últimamente se registra cerca del litoral (Mills, 2001; Attrill [et al.], 2007; Ros, 2007), los

organismos del macroplancton y en especial del neuston dependen enormemente de las corrientes y de los vientos para

sus movimientos poblacionales pasivos. Cuando soplan vientos de levante, el litoral catalán recibe un mayor número

de estos visitantes de alta mar que en otros regímenes de vientos, con los problemas asociados conocidos (Gili y Pagès,

2005). Por último, los vientos procedentes del norte de África aportan al Mediterráneo (y a otras áreas estudiadas,

como las Canarias) polvo sahariano, con una carga notable de materiales susceptibles de actuar como nutrientes para

los productores planctónicos (fósforo, hierro) o, alternativamente, de gérmenes (véase el apartado 2.4).

Regímenes de corrientes

Más preocupante que el posible efecto en el régimen de vientos resulta el impacto del cambio climático en las

corrientes marinas. Estas corrientes son más el resultado del equilibrio dinámico entre masas de agua según su

densidad (circulación geostrófica) que el efecto de los vientos en el océano, y está demostrado que el calentamiento

global provoca que la densidad del agua marina cambie regionalmente, en unas áreas con una mayor aportación de

agua dulce (por fusión del hielo terrestre; Holland [et al.], 2007; Howatt [et al.], 2007) y en otras por una reducción

de estas entradas (aumento de la evaporación y descenso de la precipitación). Ello ha provocado que el énfasis del

impacto más notable del cambio climático en el mar se haya puesto en la posible alteración del sistema de corrientes

tal como lo conocemos ahora (Broecker, 1991; Alley, 2007), con consecuencias bruscas y catastróficas.

Efectivamente, el escenario que plantea de manera esquemática la película Pasado mañana (The day after

tomorrow) (2004), sobre una alteración repentina del sistema de circulación superficial y profunda del Atlántico

Norte, con efectos inmediatos en el clima regional y la desviación de corrientes (entre ellas la del Golfo, que

262

calienta Europa), no parece imposible, y menos a tenor de los episodios de cambios climáticos acaecidos en

alguna época histórica (la Pequeña Edad de Hielo). Estas y otras modificaciones (por ejemplo, las de las corrientes

del Mediterráneo) pueden modelarse, pero el margen de incertidumbre es demasiado grande para hacer

afirmaciones concretas. Muchas especies aprovechan las corrientes para sus movimientos migratorios, que, en

consecuencia, pueden alterarse.

Subida del nivel del mar

Seguramente uno de los efectos más conocidos del cambio climático sea la subida del nivel del mar como

consecuencia de, como mínimo, dos efectos: la dilatación de la masa de agua por efecto del calentamiento (veáse

el apartado 1.1) y la aportación diferencial del agua continental por fusión incrementada del hielo de los glaciares,

los casquetes polares y el hielo terrestre en general (la del hielo marino no hace variar el nivel del mar). Según las

distintas proyecciones y su revisión constante, en los escenarios más negativos la subida estimada del nivel del mar

se sitúa en torno al metro a lo largo del siglo XXI, equivalente al total de lo que ha ocurrido en las costas europeas y

norteamericanas, donde los registros son fiables, durante los últimos dos o tres siglos (Rahmstorf, 2007).

Aunque este aumento pueda parecer moderado, muchas regiones de costas bajas (áreas de deltas y estuarios,

islas oceánicas coralinas, etc.) están amenazadas tanto por la subida del nivel del mar como por la incidencia de

episodios de tormentas y otras adversidades cuyo aumento también se ha pronosticado. En Cataluña, los deltas

(sobre todo el del Ebro) y las zonas de humedales y marismas, además de las urbanizadas cercanas a la línea

litoral, peligran en caso de que se materialice o agrave este escenario. Pese a que se han preparado simulaciones

bastante realistas del efecto que esta subida del nivel del mar puede tener en las áreas litorales más pobladas

y urbanizadas (como la que hizo Greenpeace en el 2007, que puede llevar a esta ONG ante los tribunales por,

supuestamente, atentar contra el futuro económico de la región de Murcia), simulaciones que destacan los daños

a los bienes urbanos (McGranahan [et al.], 2007; Bosello [et al.], 2007; etc.; véase el apartado 2.9), seguramente

el mayor impacto sea ecológico.

Efectivamente, la subida del nivel del mar inundará áreas naturales que hoy en día (aunque dañadas en parte

por las actividades humanas) proporcionan servicios ecosistémicos notables: la filtración de las aguas fluviales

contaminadas que realizan los humedales; la elevada producción primaria de las poblaciones de algas fotófilas

y de las praderas de fanerógamas marinas (especialmente, en el Mediterráneo, de Posidonia oceanica), y el

papel de áreas de cría y alimentación para aves, peces e invertebrados en general de estas comunidades, que, si

quedan cubiertas por las aguas en ascenso, difícilmente se podrán restablecer en áreas ahora ya muy alteradas

o urbanizadas.

Cambios en la biota y en las comunidades

De un modo casi imperceptible hemos pasado de las repercusiones para el entorno físico a las repercusiones

para las especies de organismos y las comunidades que forman. A continuación se analizan de una manera

más concreta estos efectos más claramente ecológicos y las consecuencias para la biodiversidad y para nuestra

especie.

Cambios en las pautas de distribución geográfica y batimétrica

El primer efecto que detectamos a la hora de plantear el futuro de las poblaciones bacterianas, vegetales y animales

en un mar más cálido es que algunas especies podrán adaptarse mejor o peor a los cambios (básicamente, al

aumento de la temperatura de las aguas) y mantendrán o expandirán su distribución actual, mientras que otras



263

no lo harán y reducirán esta distribución e incluso desaparecerán, a ritmos que solo se han podido establecer

para contadas especies (Bames [et al.], 2001; Sabatés [et al.], 2006; Mackas [et al.], 2007; Lima [et al.], 2007;

Mackenzie [et al.], 2007; Mieszkowska [et al.], 2007; Jagtap y Nagle, 2007; Simmonds y Isaac, 2007; etc.).

En términos generales (Hughes, 2000), las especies monotípicas y adaptadas estrictamente a determinadas condiciones

térmicas serán las más afectadas, mientras que las monotípicas con más facilidad de adaptación y, en especial, las

politípicas, divididas en diferentes poblaciones adaptadas a regímenes térmicos también diferentes, serán las que se

podrán adaptar con menos dificultades al calentamiento generalizado de su hábitat, gracias a la resistencia y a la

expansión de sus poblaciones más termófilas, en detrimento de las que lo son menos. Los sistemas de dispersión de

huevos, larvas y propágulos en general, muy ligados al sistema oceánico de corrientes, de alcance mundial, deberá

favorecer más que en los ecosistemas terrestres esta redistribución según los nuevos escenarios térmicos.

Actualmente, algunas especies de amplia distribución, que en mares más fríos (como los marginales del océano

Atlántico) son propias de aguas superficiales, se suelen encontrar en el Mediterráneo en aguas profundas; puesto que

el Mediterráneo tiene temperaturas más altas tanto a lo largo del ciclo anual como siguiendo un perfil batimétrico

(la temperatura profunda de este mar no baja nunca de los 12 ºC, en clara contraposición con las aguas oceánicas,

que a partir de algunos centenares de metros ya alcanzan los 4 ºC), estas especies buscan su óptimo térmico, que

puede diferir mucho en poblaciones de la misma especie a un lado y otro del estrecho de Gibraltar, por ejemplo. Es

evidente que este «hundimiento» en busca de temperaturas más propicias no podrá producirse mucho más allá si la

masa de agua en general, y no solo las aguas superficiales, se calienta. Además, será necesario que las especies de

las cuales dependen las que modifiquen su hábitat también lo hagan; en caso contrario se pueden dar situaciones

de falta total o parcial de correspondencia entre depredador y presa, o pueden resultar alteradas otras relaciones

(Durant [et al.], 2007; MacLeod [et al.], 2007; Freitas [et al.], 2007; etc.).

Asimismo, históricamente en el Mediterráneo ha habido un claro gradiente latitudinal: las especies más termófilas,

tanto las pelágicas como las bentónicas, se encontraban limitadas a las costas norteafricanas y levantinas

(Mediterráneo oriental), mientras que las más capaces de tolerar temperaturas bajas eran más propias de las

costas europeas, en especial del Mediterráneo occidental. Era posible encontrar adecuadamente distribuidas

en función de los gradientes térmicos mencionados a las especies que habían entrado en el Mediterráneo,

una vez restablecida la conexión de este mar con el Atlántico hace unos cinco millones de años, en las épocas

glaciales (especies de afinidades templadas y boreales, más propias de las aguas septentrionales y profundas del

Mediterráneo) y las que habían entrado en épocas interglaciales (especies de afinidades tropicales y subtropicales,

más propias de las aguas meridionales y superficiales del Mediterráneo).

Últimamente, algunas de estas especies mediterráneas de afinidades tropicales o termófilas han ampliado

su distribución: el raor (Xyrichtys novacula), el pez verde (Thalassoma pavo) y el mero moreno (Epinephelus

marginatus), por ejemplo, entre los peces, son ahora comunes en aguas catalanas, mientras que hace pocas

décadas eran raros y únicamente se encontraban en abundancia en áreas más meridionales (por ejemplo, en

las Islas Baleares). Parablennius pilicornis (un blénido), Scorpaena maderensis (el rascacio) y Pomadasys incisus

(pez roncador), entre otros, se han detectado recientemente en las costas catalanas y francesas, mucho más

septentrionales que su área de distribución habitual. Es muy probable que esta situación sea más general, pero

hay pocas especies tan fáciles de observar y tan conocidas como los peces.

Asimismo, en las aguas más cálidas de las Baleares, en concreto, se han encontrado en los últimos tiempos especies

ajenas procedentes de la migración lessepsiana (Por, 1978) o de otros orígenes (véase el apartado 2.6). Así ocurre

con algunas especies de peces (como Siganus rivulatus) y con muchas especies de algas (Asparagopsis taxiformis,

Womersleyella setacea, Lophocladia lallemandii, Caulerpa racemosa, C. taxifolia, Acrothamnion preissii, etc.),

ausentes desde hace dos décadas y que hoy predominan en el paisaje submarino de algunos lugares de las Islas

(Ballesteros, com. pers.; Patzner, 1998; Ballesteros [et al.], 2007; etc.).

264

Uno de los pocos estudios que demuestran claramente el cambio en la distribución de una especie es el de

Sabatés [et al.] (2006) sobre la alacha (Sardinella aurita). El trabajo analiza los cambios en la abundancia y en la

distribución de esta especie termófila en el transcurso de las últimas décadas y establece una correlación positiva

entre las anomalías térmicas y las capturas: las abundancias de un año dependen de las temperaturas registradas

en la época de maduración del anterior. Simultáneamente, el límite septentrional de los huevos y las larvas de la

alacha ha pasado de la latitud aproximada del delta del Ebro de hace veinte años a la latitud de Blanes de hoy en

día: el calentamiento progresivo de las aguas superficiales ha permitido la extensión hacia el norte de la especie,

y no debe de ser la única (Brunel y Boucher, 2007).

Sea como fuere, si las especies de afinidades tropicales podrán ampliar su área de distribución en un escenario

de calentamiento del Mediterráneo, ¿qué ocurrirá con las especies de afinidades boreales, constituyentes de

las llamadas «faunas frías» (Pérès y Picard, 1964), muchas de las cuales se encuentran arrinconadas en aguas

profundas o localidades muy septentrionales de este mar, donde forman reductos o relictos? No es difícil

pronosticar que el ritmo de reducción de su área de distribución continuará, un proceso que seguramente se

inició con la propia introducción en aguas mediterráneas, hace ahora varios millones de años, desde las frías

aguas del Atlántico durante los períodos glaciales.

Es lo que parece ocurrirles, entre otras especies, a los moluscos Cyprina (Arctica) islandica y Buccinum undatum y

a los peces Platichthys flesus y Raja clavata. Algunos descensos importantes en las poblaciones de determinadas

especies (por ejemplo, de fucales; Thibaut [et al.], 2005) podrían deberse, entre otros impactos, al calentamiento

creciente de nuestras costas.

Cambios en la fenología

El cambio térmico no solo afecta a la distribución: algunas especies ven alteradas pautas biológicas y ecológicas

de toda clase, que van desde la variación en la disponibilidad del alimento hasta la proporción entre los sexos,

que en los peces depende mucho de la temperatura (Mora y Ospina, 2001; Navarro [et al.], 2005). El efecto

demográfico a medio plazo de estos cambios puede ser harto importante. Asimismo, tal como se ha establecido

en los ecosistemas terrestres, en los marinos puede darse un decalaje en las épocas de freza y reproducción en las

especies con una fuerte dependencia de la temperatura, en lugar de seguir una pauta más ligada al calendario

(Høye [et al.], 2007; Greenwood, 2007; Hawkes [et al.], 2007; etc.).

Uno de los cambios más espectaculares, además de los relacionados con la variación de la proporción sexual en

algunas especies de peces, corresponde a la parada nupcial y el desove del mero moreno (Epinephelus marginatus),

observados por vez primera en aguas catalanas (de las islas Medas) hace una década (figura 2; Zabala [et al.], 1997).

La reproducción de esta especie termófila no se había registrado nunca en una latitud tan alta, donde solo llegaban

alevines salidos del huevo en aguas meridionales del Mediterráneo. Y seguro que este no es el único caso.

Estrés fisiológico

Los organismos no responden como máquinas de todo o nada al cambio climático: la temperatura me conviene y

me quedo o no me conviene y me voy. Las nuevas condiciones pueden comportar modificaciones en la fisiología,

desde una menor cantidad de oxígeno disponible para las actividades normales (Morán [et al.], 2006; Portner y

Knust, 2007; Michaelidis [et al.], 2007; Anestis [et al.], 2007; etc.) hasta una menor capacidad competitiva con

relación a las otras especies en las nuevas condiciones, que se añaden a las limitaciones en las disponibilidades

alimentarias ya mencionadas. La adaptación a las nuevas condiciones, por tanto, comporta cambios notables en

la biología de las especies y en la ecología de las comunidades.



265

Enfermedades

Algunos de estos cambios caen dentro del apartado de las enfermedades: el estrés fisiológico debilita a unas

especies y aumenta su morbididad, y las nuevas condiciones facilitan la proliferación de otras causantes de

enfermedades. Buenas parte de los casos de enfermedades y mortalidades masivas (véase el apartado 2.6) están

relacionados con altas temperaturas episódicas o duraderas (Harvell [et al.], 1999; Lafferty [et al.], 2004; Bruno

[et al.], 2007; Bally y Garrabou, 2007; etc.). Cabe interpretar «enfermedades» en un sentido muy amplio, que

engloba desde la proliferación de gérmenes (a causa del aumento de la temperatura o de otros efectos sinérgicos,

como, por ejemplo, el incremento de nutrientes; véase el apartado 1.3) hasta la sobreabundancia de especies

Figura 2. Representación esquemática de un episodio de freza del mero moreno, según lo observaron y describieron por vez primera en las islas Medas Zabala [et al.] (1997). No todas las consecuencias del cambio climático en el Mediterráneo son tan interesantes.

266

termoclina

tóxicas, básicamente dinoflageladas y otras algas causantes de proliferaciones nocivas (Gómez y Claustre, 2001;

Vila y Masó, 2005). Las características ambientales que facilitan esta proliferación (aguas tranquilas, cálidas y ricas

en nutrientes) parecen ser cada vez más frecuentes en áreas abrigadas del litoral mediterráneo.

Huelga decir que el uso de antibióticos, una práctica común en la acuicultura extensiva, ha comportado la

generación de resistencia a muchos patógenos, cosa que se suma a los efectos del calentamiento citados

anteriormente, en un claro ejemplo de sinergia entre diferentes impactos antrópicos (véase el apartado 2.6).

Episodios de mortalidades en masa y a gran escala

De todos los efectos catastróficos relacionados con el cambio climático, el que hasta el momento parece mejor

establecido y ha producido unos resultados más espectaculares (por negativos) y catastróficos (por su alcance)

es la serie de condiciones oceanográficas y de otro tipo que provocan episodios de mortalidad en masa a gran

escala. Estos episodios no son desconocidos en el medio marino (Korringa, 1973) y últimamente han proliferado

como consecuencia de las fuertes presiones sobre los arrecifes de coral y otros ecosistemas oceánicos (Hughes [et

al.], 2003; McClanahan [et al.], 2007; Hoegh-Guldberg [et al.], 2007; etc.), pero en el Mediterráneo noroccidental

nunca se habían documentado tan bien como en el transcurso de la última década.

En las postrimerías del verano del 1999 se observó un episodio de mortalidad en masa sin precedentes a lo

largo de centenares de kilómetros de las costas de Provenza y Liguria (Perez [et al.], 2000; Cerrano [et al.], 2000;

Romano [et al.], 2000; Garrabou [et al.], 2001; etc.). Las especies afectadas fueron sobre todo invertebrados

sésiles y suspensívoros de la comunidad del coralígeno (Ros [et al.], 1985; Ballesteros, 2006), situados entre los 10

y los 40 m de profundidad: esponjas (Hippospongia communis y Spongia officinalis, etc.), cnidarios (en especial

los antozoos Corallium rubrum, Paramuricea clavata, Eunicella cavolinii, E. singularis y Cladocora caespitosa),

moluscos bivalvos, briozoos y ascidias. El sentido de propagación de la mortalidad fue de este a oeste. El resultado

fue una pérdida de biomasa estimada en el 50 % de la propia de esta comunidad (entre 150 y 1200 g (p. s.) m–2),

debida a la necrosis de los tejidos de las colonias, con posterior desprendimiento u ocupación de las colonias por

parte de las especies epibiontes.

El año 2003 se repitió este episodio, con una notable expansión hacia el sur de las áreas afectadas: casi toda la

costa italiana desde el mar Tirreno hasta el golfo de Nápoles, Córcega, el estrecho de Bonifacio, Cataluña, Menorca

y los Columbretes (figura 3). En el 2006 se registró un nuevo episodio de mortalidad masiva de suspensívoros,

aparentemente con un impacto menor que el de tres años atrás. El episodio del 1999 pudo detectarse y evaluarse

porque en algunas áreas protegidas de la zona se estaban llevando a cabo estudios de seguimiento de las

comunidades, y en los años posteriores se procedió a realizar el seguimiento del impacto y de la recuperación

posterior de las poblaciones de las especies de suspensívoros afectadas. Puesto que las mortalidades se han

repetido en años sucesivos, se ha puesto en funcionamiento un programa internacional de detección precoz,

evaluación e identificación de las causas (Medchange).



267

Figura 3. Extensión de los dos episodios de mortalidad masiva (EMM) del 1999 y el 2003. (Fuente: Perez [et al.], 2000; Garrabou [et al.], 2001; etc.)

Figura 4. Importancia de las afectaciones por el episodio de mortalidad en masa del 1999 (porcentaje de tejido necrosado con respecto al total) en la gorgonia Paramuricea clavata a lo largo de tres transectos en la isla de Port-Cros.

Hasta los 30 m de profundidad, la afectación supera en todos los casos el 70 % de las colonias, mientras que por debajo de los 40 m es muy reducida. (Fuente: Linares [et al.], 2005

268

Profundidad (m)

Transecto 2

Transecto 3

Transecto 1

Alc

ance

del

dañ

o (

%)

Monitoreo T aguas marinas

Zonas de estudio Área afectada por EMM 2003

Área afectada por EMM 1999

El impacto de estos episodios ha sido enorme, tanto por alcance geográfico como por el número de especies

afectadas, por la incidencia en las poblaciones (en total se calcula que la pérdida ha representado el 50 % de

la biomasa de estas especies, con un claro gradiente batimétrico, ya que las poblaciones más superficiales han

sido las más afectadas: figura 4; Perez [et al.], 2000; Cerrano [et al.], 2000; Romano [et al.], 2000; Garrabou

[et al.], 2001; Linares [et al.], 2005), por la dificultad de recuperación (algunas de estas especies son de biología

parsimoniosa: la gorgonia Paramuricea clavata, por ejemplo, crece cerca de 1 cm anual, de manera que recuperar

la complejidad estructural de las comunidades de coralígeno afectadas, aunque sea solo parcialmente, puede

llevar décadas), por el impacto en la biodiversidad asociada a los «bosques» de suspensívoros afectados, etc.

El efecto no ha sido el mismo en todas las áreas geográficas ni en todas las poblaciones, ni en los diferentes años

en que se ha detectado el fenómeno (figura 5). La causa principal ha sido la prolongación, más allá de lo habitual,

del período de mantenimiento de la termoclina estival, que separa las aguas cálidas superficiales de las frías

profundas. Efectivamente, durante los estudios de los años mencionados, esta termoclina, en lugar de romperse y

permitir la mezcla de las dos masas de agua superficial y profunda al final del verano, como acostumbra a ocurrir,

se mantuvo aproximadamente otro mes, con lo cual las aguas superficiales del Mediterráneo noroccidental

disfrutaron de una temperatura excepcionalmente elevada y estable (23-24 °C) a lo largo de toda la columna de

agua, hasta los 40 m de profundidad.

El efecto sobre las especies de suspensívoros puede haber sido directo (por una inadaptabilidad a las condiciones

térmicas estivales prolongadas, quizá mediante un mecanismo fisiológico, véase el apartado 2.3) o indirecto (por

la falta de alimento [plancton] que la estratificación y, por tanto, el retraso en la mezcla otoñal impide proliferar);

por el efecto de gérmenes patógenos favorecidos por las temperaturas elevadas (Martin [et al.], 2002; Bally y

Garrabou, 2007); por el efecto sinérgico de tóxicos en el agua procedentes de la contaminación, etc.

Casi todas estas hipótesis tienen sus defensores y habrá que esperar a resultados más concluyentes para aceptarlas

o descartarlas, pero la repercusión de estos episodios es innegable y catastrófica. Como sea que los diferentes

escenarios de cambio climático plantean un aumento de la temperatura a lo largo del siglo XXI, los episodios de

calentamiento de las aguas superficiales de Mediterráneo pueden dejar de ser fenómenos excepcionales y volverse

habituales, con las implicaciones de pérdida regional de biodiversidad previsibles (Coma [et al.], 2006; etc.).



269

Figura 5. Frecuencia media de colonias afectadas de las cuatro especies de gorgonias afectadas por el episodio de mortalidad en masa del 2003.

Zona 1: Baleares; zona 2: Cataluña y Cataluña Norte; zona 3: Alpes Marítimos; zona 4: Liguria; zona 5: Córcega y norte de Cerdeña; zona 6: golfos de Gaeta y de Nápoles. (Fuente: Garrabou [et al.], 2001; Coma [et al.], 2006)

Frec

uen

cia

(%)

Zona 1 Zona 2 Zona 3 Zona 4 Zona 5 Zona 6

Sinergia con otros impactos (contaminación térmica, especies alóctonas, etc.)

Ya se han mencionado las dudas en torno a las causas últimas de las mortalidades catastróficas inducidas por

el calentamiento prolongado del Mediterráneo noroccidental: pueden ser diversas. Lo mismo puede afirmarse

de otras situaciones en las cuales el calentamiento global propicia y magnifica otros impactos; a continuación

citaremos un par de ellas. Las áreas litorales cerradas (puertos, lagunas, etc.), con aguas más cálidas, son reservas

de especies exóticas, entre las cuales figuran las de afinidades tropicales, aportadas en el pasado o en la actualidad

mediante el transporte en el agua de lastre de los barcos o en el fouling de sus quillas. La subida de la temperatura

de las aguas del Mediterráneo puede comportar la «liberación» de algunas de estas especies arrinconadas en

las citadas áreas restringidas, que podrán ocupar áreas más extensas. Así ha ocurrido recientemente con el

coral Oculina patagonica, hasta hace poco restringido al puerto de Alicante y ahora extendido por los fondos

superficiales de muchas localidades del Mediterráneo occidental. Una situación similar se produce con las entradas

en el mar de agua sobrecalentada procedente de los sistemas de refrigeración de centrales térmicas y nucleares,

que son también núcleos potenciales de dispersión de especies termófilas, aunque la inercia térmica del mar es

muy grande y el alcance de este impacto, reducido.

Se ha aludido ya a la entrada en el Mediterráneo y la posterior expansión de especies exóticas lessepsianas o

de otros orígenes, una expansión que está favoreciendo el aumento de temperatura y puede hacerlo más en el

futuro inmediato (Occhipinti-Ambrogi, 2007).

También cabe hacer referencia a la situación de erosión de la biodiversidad, de agotamiento de las reservas

pesqueras, y de alteración de las aguas y de los fondos por la contaminación y otras actividades de origen

antrópico, que se añaden sinérgicamente a los impactos derivados del cambio climático. El resultado es una

fuerte repercusión en los hábitats y en las especies.

Impactos en la biodiversidad, en los servicios ecosistémicos y en los recursos apropiados para el ser

humano

Todos estos impactos, entre otros, se traducen en una pérdida notable de la biodiversidad, si bien algunos

fenómenos (como la incorporación de especies alóctonas) inducirían a pensar lo contrario. La notable biodiversidad

marina del Mediterráneo (Pérès y Picard, 1964; Ros [et al.], 1985; Giaccone y Geraci, 1989; Bianchi y Morri,

2000; Boudouresque, 2004; Boudouresque [et al.], 2004; etc.) experimenta en los últimos tiempos alteraciones

importantes como consecuencia del cambio climático y otras actividades antrópicas; algunas son de alcance

mundial y se producen a un ritmo conmensurado, mientras que otras son de alcance regional y muy rápidas.

Tales alteraciones poseen dos características comunes: a) la eliminación masiva de las especies más frágiles y

longevas, de biología parsimoniosa y más adaptadas, muchas de las cuales son endémicas y/o relictas, y la

persistencia y la expansión de especies banales, pioneras y en gran medida alóctonas; b) la «tropicalización» de

la biota: no solo las especies autóctonas favorecidas son las más termófilas, sino que tanto las que entran de

manera natural a través de Gibraltar como las migradoras lessepsianas, y buena parte de las que penetran gracias

al transporte humano (en el fouling o en el lastre de los barcos), son de afinidad subtropical o tropical.

Resulta difícil evaluar cuáles pueden ser los efectos de estos cambios en la biodiversidad a la escala de todo el

Mediterráneo, pero como se trata de un mar muy diverso, es seguro que el empobrecimiento de unos actores

y la expansión de los otros mediante impactos directos o inducidos, a través de efectos (Sala [et al.], 1998;

etc.) y de inversiones en los equilibrios poblacionales y ecosistémicos «naturales» (hasta donde sea posible

esta denominación; Jackson y Sala, 2001; Jackson [et al.], 2001), provocarán alteraciones importantes en la

biodiversidad y en la ecodiversidad (sensu Margalef, 1997).

270

Así está sucediendo en otros mares regionales (Jackson [et al.], 2001; Hughes [et al.], 2003; Sala y Knowlton,

2006; Clarke [et al.], 2007; Aronson [et al.], 2007; Jagtap y Nagle, 2007; etc.). El resultado en todos estos mares

es una simplificación de las comunidades marinas mediante diversos mecanismos: reducción acelerada de la

biodiversidad marina; hundimiento de poblaciones y extinciones de especies; homogeneización y banalización de

las comunidades; reducción de la estructura tridimensional biogénica; simplificación de las redes tróficas; dominio

de los controles desde abajo (bottom up) de las redes tróficas con relación a los controles desde arriba (top-

down); incremento de la inestabilidad y disminución de la capacidad de recuperación; reducción de la biomasa

total; aumento del cociente P/B; reducción de la producción total y de la disponible para los seres humanos.

Todo ello tendrá (ya está teniendo) consecuencias a escala ecosistémica, pero también en la provisión de servicios

ecosistémicos (Worm [et al.], 2007), algunos de los cuales son fundamentales, como la obtención de proteína en

forma de pescado y marisco (Cury [et al.], 2008).

Quizá el mar Mediterráneo no dejará de ser oligotrófico (Margalef, 1985) ni biodiverso, quizá no acabará

«tropicalizándose» (Bianchi, 2007), quizá las algas frondosas no serán sustituidas por corales (Ballesteros y Zabala,

1989), pero seguro que será muy distinto a como lo describieron los investigadores marinos de los siglos XIX y

XX y los poetas de todos los tiempos.


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agua y cambio climático -...

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