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Trabajo Fin de Grado Impacto del Barranquismo en el río Formiga: evolución del Estado Ecológico y la Diversidad Funcional del 2013 al 2018 (Parque Natural de la Sierra y los Cañones de Guara, Huesca). Canyoning Impact on the Formiga river: evolution of the Ecological Condition and Functional Diversity from 2013 to 2018 (Natural Park of Sierra and Canyons of Guara, Huesca). Autora Celia Baigorri Gareta Directora Rocío López-Flores Escuela Politécnica Superior de Huesca 2020 2 Índice Resumen/abstract…………………………………………………………………………………….…..4 1. INTRODUCCIÓN…………………………………………………………………………………….………. 6 2. OBJETIVOS………………………………………………………………………………….…………………. 9 3. METODOLOGÍA…………………………………………………………………………………………….10 - Área de estudio……………………………………………………………………………………..10 i) El Parque Natural de la Sierra y Cañones de Guara……………………10 ii) Medio socioeconómico………………………………………………………….…..14 iii) El río Formiga………………………………………………………………………………15 - Métodos……………………………………………………………………………………………….…16 i) Diseño histórico del seguimiento de la comunidad acuática en el río Formiga….………………………………………………………………………………16 ii) Diseño del seguimiento de la comunidad acuática en el en el río Formiga. Año 2018………………………………………………………………………19 iii) Diseño muestral de este trabajo…………………………………………………22 iv) Determinación de índices biológicos………………………………………….23 a) Índices relacionados con el estado ecológico………………………23 b) Índices relacionados con la diversidad taxonómica……………..24 c) Índices relacionados con la adaptación de la comunidad a los cambios ambientales…………………………………………………………….25 - Metodología estadística………………………………………………….…………………….26 4. RESULTADOS………………………………………………………………………….…………………….27 - Composición de la comunidad de macroinvertebrados 2018……………....27 - Estado ecológico en el río Formiga en la temporada 2018…………………...28 - Diversidad y estructura de la comunidad de macroinvertebrados, en el río Formiga, temporada 2018…………………..…………………………………..….……29 - Índices biológicos de las muestras “alteradas” y “control” a lo largo de la temporada 2018. ……………………………………………………….………………………29 - Índices EPT y EPT/EPT+OCH. Río Formiga muestras 2018………………………31 - Estrategias de alimentación de la comunidad de macroinvertebrados 2018…………………………………………………………………………………………………..……33 - Comparación de los índices biológicos entre los años 2013, 2016 y 2018 del río Formiga. ……………………………………………………………………………………..34 - Clasificación y rasgos biológicos de familias más representativas encontradas entre 2013 y 2018………………………………………………………………36 - Clasificación familias dependiendo de su sensibilidad y resiliencia……41 - Variación de la composición y de los rasgos biológicos de la comunidad de macroinvertebrados tras la temporada de barranquismo en el río Formiga, año 2018…………………………………………………………………………..….…42 - Variación de la composición y de los rasgos biológicos de la comunidad de macroinvertebrados entre los años 2013, 2016 y 2018 en el río Formiga..…………………………………………………………………………..….………………..46 5. DISCUSIÓN………………………………………………………………………..….……………………..50 - Impacto del barranquismo en el río Formiga: temporada 2018……………50 3 - Evolución del impacto del barranquismo en el río Formiga entre los años 2013 y 2018…………………………………………………………….………..……………………51 - Comparación de la situación del río Formiga con otros estudios…………54 6. CONCLUSIONES……………………………………………………………………..….…….………….56 7. AGRADECIMIENTOS……………………………………………………………………..….…….…….57 8. BIBLIOGRAFÍA…………………………………………………………………..…………………….……58 9. ANEXOS…………………………………………………………………..…………………….….……….…65 - Anexo I…………………………………………………………………..…………………….….……65 - Anexo II……………………………………………………..…………………….…………………….65 - Anexo III………………………………………………………………..…………………….….……66 - Anexo IV…………………………………………………..…………………….…………………….66 - Anexo V………………………………………………………………..…………………….…….……68 - Anexo VI…………………………………………………..…………………….………………………70 - Anexo VII. Fotos.………………………………………………..………………………………….72 4 Resumen El barranquismo es una actividad con gran demanda en el Parque Natural de la Sierra y Cañones de Guara (PNSCG). Una excesiva afluencia de barranquistas en los ríos puede derivar en pérdidas de calidad de estos ecosistemas acuáticos con características propias. En el presente Trabajo Fin de Grado, se mide el estado ecológico del río Formiga con muestras biológicas de macroinvertebrados acuáticos. Como existen estudios previos del estado ecológico del barranco del río Formiga y hay una alta frecuencia de barranquistas, se decide comprobar si la capacidad de resiliencia del barranco es suficiente o si se están acumulando los impactos del pisoteo. Los resultados del estado ecológico del año 2018 (índice IBMWP) son realmente bajos. Se observan cambios en la diversidad funcional de la comunidad acuática de este río. Hay mejor calidad acuática a finales de verano que a principios del verano de 2018. Esto podría deberse a un periodo de lluvias que permita reestablecer las condiciones ecológicas al medio. La evolución del estado ecológico, medido entre 2013 y 2018, presenta una tendencia negativa: se está perdiendo la calidad ecológica. El cambio en la diversidad funcional, parece indicar que se está alterando la estacionalidad propia del río Formiga. Este cúmulo de impactos año tras año, puede ser debido al factor barranquismo o incluso al cambio climático por disminución de pluviometría. En comparación a otros estudios, un mayor caudal o mejor estado del cauce parece ayudar a mitigar el impacto del pisoteo. Estos efectos (barranquismo y, sobre todo, cambio climático) perturban la cuenca del río Formiga a largo plazo. Esto quiere decir que la capacidad de recuperación (resiliencia) de la macrofauna del barranco quizá no sea suficiente en unos años y por ello, imposibilitará la práctica de barranquismo en este río. Para evitar esta situación, se propone un uso sostenible de este río, adaptando la ley actual que gestiona la práctica de barrancos en el PNSCG (decreto 204/2014), restringiendo la entrada también en el tramo medio-bajo de este río hasta finales de Junio (época reproducción del cangrejo de río “en peligro” Austropotamobius pallipes) o limitando la afluencia de entrada al barranco. PALABRAS CLAVE: estado ecológico, macroinvertebrados, IBMWP, pisoteo, resiliencia, macrofauna, diversidad funcional, estacionalidad, cambio climático, uso sostenible, Austropotamobius pallipes. 5 Abstract Canyoning is an activity in great demand in the Sierra y Cañones de Guara Natural Park (PNSCG). An excessive canyoning practice can lead to lose water quality in these rivers with their own characteristics. In this Final Degree Project, the ecological status is measured in the Formiga River with biological samples of aquatic macroinvertebrates. As there are previous studies of the ecological status of the Formiga river and there is a high frequency of visits, it is decided to check whether the resilience capacity of the canyon is sufficient or whether the impacts of trampling are accumulating. The results of the ecological state of the year 2018 (IBMWP index) are really low. Changes are observed in the functional diversity of the aquatic community of this river. There is better water quality at the end of summer than at the beginning of summer 2018. This could be due to a rainy period that allows the reestablishment of ecological conditions in the environment. The evolution of the ecological status, measured between 2013 and 2018, presents a negative trend: ecological quality is being lost. The change in functional diversity seems to indicate that the seasonality of the Formiga River is being altered. This accumulation of impacts, year after year, may be due to the canyoning factor or even to climate change due to a decrease in rainfall. Compared to other studies, a higher flow or better condition of the basin seems to help mitigate the impact of trampling. These effects (canyoning and, above all, climate change) disturb the Formiga river basin in the long term. This means that the capacity of recovery (resilience) of the macrofauna community may not be enough in a few years and therefore, it will make it impossible to practice canyoning in this river. To avoid this situation, a sustainable use of this river is proposed, adapting the current law that manages canyoning practice in PNSCG (decree 204/2014), restricting the entry also in the middle-lower section of this river until the end June (breeding season of the “endangered” crayfish Austropotamobius pallipes) or limiting visitors in this river. KEY WORDS: ecological status, macroinvertebrates, IBMWP, trampling, resilience, macrofauna, functional diversity, seasonality, climate change, sustainable use, Austropotamobius pallipes. 6 Introducción Los ecosistemas de agua dulce, a pesar de representar sólo un 0,8% de la masa global de agua, tienen un gran potencial de diversidad, pudiendo ser cobijo de por lo menos 100.000 especies. Son áreas con un gran número de endemismos (hotspots), sobre todo los ecosistemas acuáticos mediterráneos (Dudgeon et al., 2006; Stendera et. al., 2012). Estos ecosistemas tienen varios factores que los hacen ser los más amenazados del mundo: sobreexplotación, contaminación del agua, degradación del hábitat, invasión de especies exóticas y modificación del caudal, estando detrás de algunos de estos factores el efecto acuciante del cambio climático (Dudgeon et al., 2006). Uno de los habitats de las Áreas Protegidas, que, según los organismos de gestión, están particularmente en riesgo, son los ecosistemas de los barrancos. Se tratan de gorgas formadas en la roca, creadas por la propia erosión del agua, resultando pasillos estrechos entre roquedos. El descenso de barrancos, ofrece una experiencia única: la combinación de un paisaje natural característico en cuanto se practica senderismo (acuático o no), rápeles y nado (Hardiman, 2003). En los barrancos, se dan ecosistemas complejos. Hay especies adaptadas a bajas condiciones lumínicas, diferentes tipos de sustratos, enraizamiento, erosión y deposición de materiales. Este mosaico biótico y abiótico genera una gran diversidad de vegetación, como especies de flora rupícola de barrancos, así como también especies arbóreas propias de climas húmedos en el fondo de los barrancos. Los barrancos son un entorno potencial para la conservación de especies endémicas (Fowler-Sanders, 2001). Los ríos están sometidos a multitud de presiones, tanto naturales como antrópicas. Una perturbación natural muy típica de ambientes mediterráneos es la irregularidad del caudal: crecidas, avenidas y épocas de estiaje. Esta irregularidad afecta al oxígeno disuelto en agua, temperatura, descomposición de materia orgánica… Implicando a la flora y fauna que vive en los ríos. Las perturbaciones antrópicas suelen ser más frecuentes e intensas, por ello es necesario conocer la capacidad de recuperación (resiliencia) de los ecosistemas riverinos. La densidad de población y la extracción de agua, son los principales efectos negativos que ejerce el ser humano (Vidal-Abarca & Suárez, 2007). La creación de embalses y presas, tiene como consecuencia la pérdida de diversidad y la evolución homogénea natural de comunidades de un río o “River Continuum Concept” (Vannote et al., 1980). Es decir, la geología, el tipo de vegetación y otros factores que operan a nivel paisaje, están íntimamente relacionados con los sistemas lóticos. La cuenca hidrográfica es la unidad geográfica e hidrológica de integración de los diferentes procesos que afectan la condición ecológica de estos ecosistemas (Wright & Flecker, 2004). No cabe duda de que el agua dulce es un recurso indispensable para el ser humano. A pesar de esto, estos ecosistemas están siendo analizados cualitativamente y estudiada su ecología e impactos de manera reciente. Así pues, son más 7 abundantes los estudios en ecología terrestre que acuática, y dentro de esta categoría, la investigación de los efectos del pisoteo (frecuentación o paso humano) es más común en hábitats marinos intermareales (plataformas rocosas, manglares, arrecifes…) que dulceacuícolas (Hardiman & Burgin, 2011). En cuanto al estudio de la ecología acuática de los barrancos e impactos de las actividades recreativas que se llevan en los mismos, siguen siendo escasos los trabajos que existen en la actualidad. Los primeros trabajos fueron Hardiman (2003) y Hardiman & Shelley (2011a; 2011b), para la zona de las montañas Azules de Australia; posteriormente, en la Escuela Politécnica Superior de Huesca: Sierra (2013), Pérez (2016), Sasot (2018), del área del Parque de la Sierra y Cañones de Guara (PNSCG, en adelante); dos de ellos publicados en la revista Lucas Mallada: Sierra & LópezFlores (2013) y Pérez & López-Flores (2016). Lake (2000) clasifica las perturbaciones como “pulso”, “presión” y “rampa”, atendiendo a las causas, efectos y a la perdurabilidad en el tiempo. Las perturbaciones “pulso” actúan en tiempo corto e intensamente, generando un pico agudo; un ejemplo son las avenidas. Las perturbaciones “presión” al principio generan un pico importante, luego avanzan de manera constante y se mantienen. Las perturbaciones “rampa” serían aquellas que incrementan paulatinamente sus efectos, perdurando así más tiempo en el ecosistema; ejemplos son: sequía, concentración de oxígeno disuelto y Materia Orgánica Bentónica Total (MOB). Según Hardiman (2003) las actividades recreativas estacionales, y en concreto, el barranquismo, estarían en la categoría perturbación “rampa” o sea, perturbación en ascenso. Esta actividad que consiste en descender un tramo de río crea principalmente perturbaciones en el lecho del río, a base del pisoteo de los barranquistas. Este pisoteo remueve el perifiton que se encuentra en las rocas del fondo, del que se alimentan los macroinvertebrados. Se observará entonces, dependiendo de la intensidad de la perturbación, como cambian las familias a otras más de tipo oportunista, menos exigentes ante la contaminación y de otro tipo de alimentación (por ejemplo, de ramoneadoras a familias filtradoras). En Europa la preocupación por las masas de agua continentales fue creciendo hasta que el 23 de octubre de 2000 se aprobó la Directiva 2000/60/CE del Parlamento Europeo y el Consejo, en el cual establece la Directiva Marco del Agua (DMA). Allí se define: el agua no es un bien comercial como los demás, sino un patrimonio que hay que proteger, defender y tratar como tal. Esta directiva conlleva una serie de pautas para muestrear los ríos y su periodicidad, y así determinar su estado ecológico. La novedad fue la prevalencia de los indicadores biológicos para determinar el estado ecológico de una masa de agua ante los tradicionales análisis físico-químicos. Estos indicadores biológicos son: fitoplancton, macrófitos y organismos fito bentónicos, fauna bentónica de invertebrados, ictiofauna. También es importante el indicador de régimen hidrológico, que aporta información hidromorfológica de la cuenca. A nivel de Aragón, el organismo encargado del monitoreo de la calidad de masas de agua superficiales es la Confederación Hidrográfica del Ebro, que en 2005 organizó el Control del Estado de las Masas de Agua Superficiales (CEMAS), consistente en análisis químicos y biológicos, cumpliendo entonces con la DMA, que crea una red de datos comparables con toda Europa (CHE, 2005a; CHE, 2005b). 8 El muestreo de macroinvertebrados es uno de los índices biológicos usados en todo el mundo desde 1900 para evaluar el estado ecológico de los ríos. Esto se debe a que este grupo taxonómico es muy diverso: los macroinvertebrados constituyen comunidades heterogéneas, son muy fáciles de recoger y están presentes en todos los cuerpos de agua dulce del mundo. Incluso hoy en día es difícil la identificación hasta orden de especie o género, por lo que generalmente se hace hasta familia. Los macroinvertebrados son buenos indicadores del estado ecológico de los ecosistemas acuáticos porque: reflejan la condición ecológica de un sitio (características físico-químicas, biológicas e hidromórficas del medio acuático), responden rápidamente a las alteraciones de forma realmente específica (ya que los macroinvertebrados poseen ciclos de vida entre menos de un mes a más de un año), acumulan los efectos de los impactos de diferentes factores de perturbación, son sensibles al impacto de factores difusos y no puntuales (que no pueden ser detectados por otros medios) (Alba-Tercedor et al., 1996; Metcalfe, 1989). El uso de índices de diversidad ecológicos como de índices bióticos son una importante evolución en la bioindicación. El concepto de organismo indicador fue sustituido por el de comunidad indicadora. Tal y como señala Alba-Tercedor (1996): “al tener en cuenta a toda una comunidad se minimizan los errores y se multiplica la capacidad de detección de alteraciones”. En el ámbito de la DMA los índices biológicos son útiles para las presiones físicoquímicas (contaminación térmica, cambios en mineralización de agua, contaminación orgánica, eutrofización, contaminación por metales u otros) e hidromorfológicas (alteración del régimen caudal/tasa de renovación, alteración de la morfología del lecho fluvial/lacustre).El río Formiga es uno de los barrancos del Parque Natural de la Sierra y Cañones de Guara (PNSCG, en adelante) más visitados y, por tanto, uno de los más afectados por la frecuentación. Así lo determina el trabajo realizado por Sierra (2013), concluyendo que el alto nivel de pisoteo presentaba un impacto perjudicial sobre la diversidad de la comunidad de macroinvertebrados y por tanto, sobre el ecosistema del río. Sierra calculó 30 días de periodo para recuperar la composición y estructura de la comunidad de macroinvertebrados. La popularidad de este deporte no se manifestó en la geografía aragonesa o española hasta 1990, trayendo consigo una aparente mejora en la condición de vida de los lugareños de la Sierra de Guara, que vieron un nicho de mercado que se ha ido desarrollando hasta el día de hoy (Hanson et al., 1990). Esto genera controversia, pues genera puestos de trabajo (en general en todo el sector turístico) y activa la economía de una zona con necesidades económicas, y que, por otra parte, genera impactos, sobre todo de tipo ambiental, ya que son muchas personas las que usan determinados espacios y precisan de recursos. Además, cabe recalcar la estacionalidad del turismo activo de la región (Herrero et al., 2005). El estudio de Sasot (2016) observa una rápida recuperación de la comunidad tras el impacto, incluso en 15 días, pero observa que la reducción media (en la recuperación) es más elevada que para el estudio previo de Sierra (2013) 9 evidenciando un posible efecto de alteración acumulativo tras años de perturbación. El trabajo realizado por Pérez (2018) sobre el barranco de La Peonera, es que, a pesar de ser también uno de los barrancos más populares para realizar descensos, no presenta tanto impacto como lo presenta el río Formiga. Esto es debido a que La Peonera tiene más caudal y su cauce es más ancho y amortigua los impactos del pisoteo y posibilita la existencia de nichos de organismos colonizadores cerca de las zonas de perturbación. En el Trabajo Fin de Grado realizado por Pérez (2016) calcula una frecuencia cercana a 500 personas al día en cada barranco durante 5 meses seguidos, teniendo en cuenta el decreto 133/1996 (DGA, 1996) con el que se reguló la práctica del barranquismo (6 grupos/hora, grupos de 8 y 10 personas, frecuencia mínima de entrada al barranco entre grupos de 10 minutos) y el Plan de Ordenación de los Recursos Naturales (P.O.R.N) del PNSCG. En ciertos barrancos, se ha prohibido su entrada o limitado en ciertas partes del año para proteger a la fauna amenazada en fase reproductora (especies incluidas en el Catálogo Nacional de Especies Amenazadas y en el Catálogo de Especies Amenazadas de Aragón). El presente Plan Rector de Uso y Gestión (PRUG) por el decreto 204/2014 (DGA, 2014), no permite la realización de la actividad del barranquismo hasta la confluencia del barranco Yara con el Formiga (encima del tramo medio deportivo) entre el 1 de Diciembre y el 30 de Junio. Establece la necesidad de realizar un seguimiento ecológico, que permita estudiar la evolución del ecosistema ante las perturbaciones, para gestionar de manera eficaz el espacio protegido en función de unos datos científicos. Se pretende establecer una relación sostenible entre la práctica de deportes en la naturaleza y una conservación del medio para así poder perpetuar la actividad por muchos años más. Tras los estudios realizados entorno al río Formiga y con el objetivo de proveer de herramientas a los gestores del PNSCG, este trabajo pretende determinar si existe un patrón temporal en el impacto que el barranquismo ha producido en la comunidad bentónica de este ecosistema en los últimos 6 años. Objetivos El objetivo general del trabajo es comprobar si se produjo impacto del barranquismo en el río Formiga en el año 2018 y con qué intensidad; así como comparar los resultados con los existentes de años anteriores (2013 y 2016), para determinar la tendencia de esta perturbación en el tiempo. Objetivos específicos: - Cálculo de diversos índices biológicos para establecer el estado ecológico, sobretodo el recomendado en el Real Decreto 817/2015 para la aplicación de la Directiva Europea del Marco del Agua, el IBMWP (Iberian Biomonitoring Working Party) (Alba-Tercedor et al., 2002), así como IASPT (Iberian Average Score per Taxon), EPT (Ephemeroptera, Plecoptera y Trichoptera)… - Cálculo de diversos índices taxonómicos y descriptivos de la comunidad: diversidad, riqueza, número de individuos… 16 (Olivera et al., 1997). Este tramo del río Formiga es un curso de orden III, según Strahler (1957). La red hidrológica del río Formiga está enmarcada en la cuenca hidrográfica del Alcanadre. La mayoría de los ríos nacen al norte de la Sierra de Guara, pero el río Calcón y el Formiga son la excepción, nacen en cara sur, atravesando las sierras (Cuchí, 2010). El régimen fluvial es muy irregular y muy dependiente de las precipitaciones (Herrero et al., 2005). Los autores Benayas et al., (1996); Oliveira et al., (1997) y Setrini & Cuchí (1999) realizaron muestreos periódicos en el río Formiga, entre otros cauces. Los caudales de este río son en torno a los 0,2 m3/s, un volumen bastante bajo, se cree que es consecuencia de la alta oscilación de la temperatura (de 7,9 ºC en febrero hasta máximas de 32ºC en agosto). Valores de pH mínimos en febrero de 7,4 y máximo también en agosto con 8,5. El intervalo de concentración de nitratos es de 0,2-0,5 mg/l, bastante bajo. La saturación de oxígeno máxima en esos años es del 130%. La naturaleza de las aguas es típica de las zonas de las sierras del prepirineo y pirineo, considerables concentraciones de iones bicarbonato-cloro, calcio-sodio, aunque estas concentraciones varían en función de la época del año y del propio caudal del río. La conductividad por tanto es elevada, varía de 595 µS/cm en febrero y 860 µS/cm en junio. A veces, se observan importantes pérdidas de bicarbonato cálcico disuelto, pues este se pierde por precipitaciones y deposiciones en tramos anchos del cauce. También se han detectado importantes concentraciones de fosfato reactivo soluble (PRS). Estos dos últimos hechos están relacionados con la precipitación del carbonato cálcico porque retiran las moléculas de PRS, reduciendo su disponibilidad para la actividad biológica. Los organismos que más sufren su escasez son las algas (productores primarios), abundando éstas en los tramos con mayor velocidad de caudal, donde es más difícil la precipitación (Benayas et al., 1996). Métodos Diseño histórico del seguimiento de la comunidad acuática en el río Formiga Los muestreos de seguimiento en el río Formiga se iniciaron en 2013, en el contexto del Trabajo Fin de Grado de Jorge Sierra. Posteriormente, en 2016, se repitió para el TFG de Luis Sasot. En 2013 y 2016 sólo se muestreó el tramo mediobajo del río Formiga. En los años siguientes había intención de muestrear tramos más altos, dentro de la zona afectada directamente por la actividad. Esto no fue posible hasta que en 2018, fruto de una colaboración con la Dirección General de Aragón (DGA), los Agentes de Protección de la Naturaleza (APN) fueron instruidos y empezaron a recoger muestras dentro del barranco. 17 Figura 4. Localización del área de estudio dentro del Parque Natural de la Sierra y Cañones de Guara (Huesca, España). La línea azul es el río Formiga y la morada el tramo medio correspondiente al de uso deportivo. Los puntos rojos, es donde se han tomado las muestras: A) Estación afectada por la actividad. Utilizada para la toma de muestras antes y durante la temporada de descenso de barrancos; B) Estación utilizada para el experimento de pisoteo (no tratado en el actual trabajo); C) Estación utilizada para las toma de muestras control antes y durante la temporada de barranquismo. Fuente: Sierra (2013). 18 Estación A Figuras 5 y 6. Foto izquierda: tramo final del barranco. Estación A. A la izquierda el río y a la derecha el camino para volver. Foto derecha: senda acuática marcada por el paso de los barranquistas en la estación A. Se distingue la zona más transitada por la diferencia de coloración. Fuente: Sierra, 2013. Está localizada en la zona de salida del barranco. Fue elegida por su accesibilidad, su obligado paso por esta zona por parte de los deportistas (consecuente pisoteo). Por la forma del cauce, sustrato y pendiente, este tramo puede clasificarse como tipo “F” (Rosgen, 1996). Su anchura media es de 4 m y profundidad de 40 cm (Sierra, 2013). El perfil de fondo es la propia roca madre, existiendo alguna acumulación de arenas y gravas dentro del cauce. La velocidad de flujo es baja, 6 cm/s, siendo un flujo laminar. En la mitad superior predomina un sustrato de guijarros, cantos y bloques (figura de abajo a la izquierda), provocando que el flujo sea algo más turbulento por la naturaleza del perfil de fondo, y más rápido que en la mitad inferior (11 cm/s), habiendo alternancia de rápidos y remansos (Sierra, 2013). La estación A “alterada” de seguimiento muestreada por Sasot (2016) coincidió con estación A de Sierra (2013). También se tomaron tres réplicas, dos en zonas con guijarros y poca velocidad y otra en una zona con mayor velocidad de corriente, intentando representar la heterogeneidad del punto. Figura 7 y 8. A la izquierda, tramo superior de la estación A, flujo más turbulento. A la derecha, tramo inferior estación A muestreo, perfil con roca madre, flujo laminar. Estación C Esta estación está próxima a la anterior y se usa como tratamiento “control”, con la que se comparará antes y durante la temporada de barranquismo. 19 Zona ya más abierta junto a huertos aguas abajo de donde se finaliza el descenso del barranco. Cauce de 3 a 4 m de ancho y la pendiente general ya se suaviza. Hay orillas bien desarrolladas con buen suelo y desarrollo de vegetación herbácea, arbustiva y arbórea. Esta estación no está frecuentada por barranquistas y cabe destacar la presencia de huertos en sus proximidades. Sigue siendo tramo tipo “C” (Rosgen, 1996), y la misma anchura que la estación anterior, aunque con una menor profundidad (20 cm). El sustrato es similar al anterior y la velocidad media del agua 6 cm/s (Sierra, 2013). Figura 9 y 10. Tramo correspondiente a la estación C. Sustrato con guijarros, cantos y algún bloque. Estación experimental o B En el año 2013, Sierra muestreó este punto y lo llamó “B”, En el año 2016 las muestras se tomaron en el contexto del Trabajo Fin de Grado de Sasot (2016), llamándose estación “experimental”. Era una zona con poca corriente (4cm/s) (Sierra, 2013), intercalando zonas de sustrato duro con guijarros. En esta zona se nota una mayor colonización del fondo del río por la vegetación que en la zona impactada. Es un tramo “C” (Rosgen, 1996). Aquí se estrecha el cauce hasta los 2,5 metros y una profundidad de 25 centímetros en el centro del cauce. Figura 11 y 12. Zona muestreo del seguimiento control en el río Formiga. Fuente: Sasot (2016). 20 Diseño del seguimiento de la comunidad acuática en el río Formiga. Año 2018. Estación “alterada” Las réplicas de este año fueron tomadas por el equipo de APN de vigilancia de barrancos, David Guzmán (biólogo de la DGA) y Rocío López (profesora de la EPS y directora del presente proyecto). El punto para la toma de la muestra “alterada” coincidió con la estación A de Sierra (2013) y de Sasot (2016). Figura 13. Estación A después de la temporada de barrancos. Hay bastante corriente y se notan que se han movido los bancos de gravas desde el último muestreo. Fuente: Guzmán et al., 2018. Como se mencionó anteriormente, es el punto de donde se sale del barranco. Al regreso de un muestreo, cuentan que vieron piedras movidas, indicativo de que había actividad. En el lateral, en la orilla, había desarrollo de vegetación herbácea, arbustiva y arbórea. En ese punto el cauce tiene menos de 2 m de ancho. Había especies como Schoenus nigricans, cola de caballo, carrizo (juncales), gramíneas, cardo, Arrhenatherium elatius, Gladiolus communis, Dactylorhiza elata, Viburnum tinus… En la roca: Adiantum capillus-veneris. En Junio de 2018, se midieron ciertos parámetros del agua en este punto, como: temperatura del agua (14,9ºC), conductividad (483 µS), pH (8,48), concentración de oxígeno disuelto en agua 9,89 mg/l y saturación del 104,6%. En Septiembre se nota bastante caudal para la época del año que es. 21 Estación “control” La estación “control” de 2018 se hizo coincidir con la del trabajo previo de Sierra. Figura 14. Fotos durante la toma de réplicas después del periodo de descenso de barrancos en la estación “control”. En octubre se nota menos caudal que en septiembre. La vegetación de ribera ya seca de forma que muchas hojas secas ya caen al río. Fuente: Guzmán et al., 2018. En este caso, la vegetación consistía en pasto encharcado: gramíneas (Brachypodium sp.), cardo y carrizo. De porte arbóreo: Pinus sylvestris y Quercus cerrioides. De insectos, a simple vista, en la superficie del agua había zapateros (Gerridae). Sobre la fauna piscícola, se divisó la especie Barbo culirroyo. En junio se llevó una sonda a este punto y se obtuvieron los siguientes datos: temperatura 16,2 ºC; conductividad 479 µS; pH 8,43; O2 concentración: 9,61 mg/l; saturación 104,7 %. Estación “dentro” Como se ha comentado ya, en el año 2018 se incorporó un punto de muestreo en el interior del barranco, esta estación se encontraba en una zona imposible de esquivar por los barranquistas y por lo tanto, alterada. Se encontraba dentro del barranco, en una zona relativamente llana, nada más entrar en él desde el rápel de la cueva de Las Polvorisas. 22 Figura 15 y 16. Fotos de la cueva de Las Polvorisas, donde se encuentra la estación “dentro”. Fuente: Guzmán et. al., 2018. Hay helechos (Adiantum capillus-veneris) en la roca muy cercanos al agua. Como el sustrato está compuesto principalmente de gravas, las especies vegetativas que se encuentran en este punto son especies de flora propias de gleras y rupícolas. Algunos ejemplos son: el bulbo Allium moly, Silene saxifraga, Geranium robertianum, algo de pasto (gramíneas). Más arriba, en la pared hay oreja de oso (Ramonda myconii), briófitos, crasas (Sedum sp.). De porte mayor, higuera y boj en las fisuras. Otros árboles que hay, son típicos de zonas húmedas: fresno, chopo. Como en el punto anterior, también hay zapateros (Gerridae) en la superficie del agua. El equipo de muestreo comenta que en Septiembre se nota más agua que en otros años anteriores, así como sucede en los otros puntos. Se nota un arrastre de gravas entre los dos muestreos (comparando Septiembre con Junio) ha modificado la conformación de las pozas, rellenandolas y disminuyendo su profundidad. Diseño muestral de este trabajo El método de seguimiento está basado en los procedimientos de muestreo de macroinvertebrados bentónicos llevados a cabo por Sierra (2013), Perez (2018), Sasot (2018) y siguiendo el protocolo de muestreo establecido por la Directiva del Marco del Agua (Comunidad Europea, 2010), ajustado para la Confederación Hidrográfica del Ebro (CHE, 2005c). A lo largo de estos años se ha intentado tomar réplicas en los mismos sitios para así poder comparar la evolución del ecosistema acuático a lo largo de los años. En el 2018, se incluye un punto más, respecto a años anteriores, y es la cueva de Las Polvorisas (estación “dentro”). 23 El procedimiento consistía en tomar 3 réplicas de cada punto, de la estación “alterada” y de la “control”. Esto se hace en junio y en septiembre, sumando un total de 12 muestras por año, excepto en 2018 que fueron 18. A la hora de escoger el área de muestreo dentro de las estaciones, se escogieron visualmente los puntos que parecían más transitados (clareo) para las muestras impactadas y los que parecían inalterados, para las control. Se usó una red surber (30x30cm) de 500 µm de luz de malla perpendicularmente sobre el fondo del río, mientras con los pies se removió el sustrato con unos 5 kicks, durante unos dos minutos. Se introduce el contenido en una bandeja, las piedras más grandes se limpian y retiran y posteriormente se fija la muestra con etanol 70% para evitar la degradación de la muestra y la depredación de los organismos. Una vez extraídos todos los macroinvertebrados de la bandeja, y revisada la misma, se procede a la identificación y recuento de individuos en el laboratorio con ayuda de una lupa de gran aumento. Se identifica hasta la familia, pues es difícil una identificación más exhaustiva, en muy pocos casos es posible establecer el género o incluso la especie. La guía fundamentalmente usada es la de Tachet et al., (2010). La Guía de Macroinvertebrados de la Cuenca del Ebro (CHE, 2008) sobre todo como soporte visual y como ayuda a una primera separación. Otra guía usada fue la de Oscoz et al., (2011). Para el presente Trabajo de Fin de Grado, se pretendió añadir también las 18 muestras tomadas en el año 2019 en el río Formiga, que se tomaron siguiendo el mismo diseño que en 2018. Sin embargo, no fue posible debido a la interrupción de la actividad de investigación en la Escuela Politécnica Superior por la crisis sanitaria (COVID-19). A pesar de estar unos meses en el laboratorio clasificando los macroinvertebrados, no conseguí haber acabado todas las muestras y decidí no incorporarlas al Trabajo. Las ya analizadas no correspondían a una réplica de cada punto (podrían haber añadido información al presente Trabajo) sino que seguí un orden sistemático, analizando todas las réplicas primero (alteradas y control) punto por punto, por lo que no hubiera salido un resultado homogéneo como para comparar con los años anteriores. Una vez identificadas las muestras a nivel de familia, se determinaron una serie de índices biológicos relacionados con la composición taxonómica, el estado ecológico de la masa de agua y los rasgos biológicos de los organismos. Determinación de índices biológicos.  Índices relacionados con el estado ecológico. - El índice IBMWP (Iberian Biomonitoring Working Party) de AlbaTercedor et. al., (2002) es el índice biológico de macroinvertebrados adaptado para la Península Ibérica, nueva versión del anterior BMWP’ (Alba-Tercedor et. al., 1988) que contempla la afinidad de los organismos por aguas de mayor o menor calidad a partir de puntuaciones. Cada familia tiene asignado un valor ecológico sobre 10. La suma de todas las familias presentes dará un valor ecológico, que puede ser, según la siguiente tabla. 24 Tabla 1. Clasificación valores del Estado Ecológico de una masa de agua a partir de IBMWP. Fuente: Alba-Tercedor et al. (2002). Esta tabla ayuda como una primera clasificación, aunque se puede aproximar más a la ecológica tipológica del río en cuestión, aplicándose en este caso los valores del Real Decreto 1/2016 para los ríos de tipo R-T12, “ríos de montaña mediterránea calcárea”. Tipo de río Indicador Condición de referencia Muy bueno/bueno Bueno/moderado Moderado/deficiente Deficiente/malo R-T12 IBMWP 186 0,82 0,5 0,3 0,12 Tabla 2. Condiciones de referencia y límites de cambio para masa de agua tipo R-T12. Fuente: Real decreto 817/2015 (MAPAMA, 2015). Ha sido uno de los índices biológicos más usados para determinar alteraciones biológicas en cauces. Hasta hace poco, estaba más bien orientado hacia perturbaciones principalmente debidas al vertido de contaminantes. Hay autores, como Vivas et al., (2002) que dicen que hay que tomarlo con cautela, ya que por ahora no es muy extenso el conocimiento de los taxones de la macrofauna acuática de la región mediterránea. - Índice IASPT (Iberian Average Score per Taxon) (Alba-Tercedor et al., 2009). Este índice establece una relación con el de IBMWP: divide el valor de IBMWP por el número de familias (s), así que para un número igual de familias, un mayor valor de IASPT indica que las familias encontradas son de mejor calidad. Refleja un valor medio de los taxones.  Índices relacionados con la diversidad taxonómica. - Número de individuos. Sumatorio total de individuos. Para conocer la abundancia de los taxones. Es una primera aproximación a los datos. - Riqueza específica (s). Número de familias presentes de macroinvertebrados. Es una aproximación al conocimiento de composición 25 de población, pero no indica diversidad, ya que asume que todas las especies son igual de abundantes. Cuando las perturbaciones son fuertes, altera la composición de la comunidad, pero cuando son de baja intensidad, estos cambios son casi imperceptibles (Prat et al., 2006). - Índice de diversidad de Shannon-Weaver (Shannon & Weaver, 1949). Mayor diversidad cuanto mayor sea la equitatividad entre grupos taxonómicos. Es uno de los más usados en ecología de la conservación pero hay que tener en cuenta que se suele usar con especies y esta vez el nivel taxonómico empleado será el de familia, y se puede llegar a subestimar el grado de alteración real en la cuenca cuando se usan los niveles taxonómicos de orden o familia (Guerold, 2000). - Riqueza taxonómica de Margalef (Margalef, 1983). 𝐼 = (𝑠−1) ln 𝑁 . Relaciona la riqueza en especies y la abundancia de individuos. En este caso, se basa en la riqueza de familias, aunque no tiene en cuenta la contribución individual de cada una de ellas. - Equitatividad de Pielou (Pielou, 1969). 𝐽′=𝐻′ 𝐻𝑚𝑎𝑥 =𝐻′ l𝑜𝑔2𝑆 Mide la proporción de la diversidad observada con relación a la máxima diversidad esperada. Valores de 0 a 1, donde 1 sería la situación de todos los taxones igualmente abundantes (familias). - Índice de Simpson (Simpson, 1949). 𝐷𝑠=1 𝜆=1 ∑𝑝𝑖 2 𝑖=1 𝑠 . Mide la probabilidad de extraer dos individuos de la misma especie (familia) en dos extracciones sucesivas al azar. Mayor valor a mayor dominancia de un grupo taxonómico. Es un índice poco sensible a especies poco abundantes. Los índices que normalmente son usados en ecología como diversidad de Shannon-Weaver, Pielou o Simpson, en este caso no permiten realizar interpretaciones profundas en cuanto a esta ecosistema de macroinvertebrados acuáticos, aunque sí se pueden usar de manera complementaria para los posteriores análisis como las ANOVAs (Segnini, 2003). - Índice EPT (Ephemeroptera, Plecoptera y Trichoptera). Siendo estas familias indicadoras de buen estado, pues son sensibles a las alteraciones (Bonada et al., 2006). Previamente al cálculo, hay que codificar las abundancias, teniendo en cuenta esta escala: 32 sensibles a la perturbación (EPT) y los comunes en ambientes de estiaje a finales de verano (OCH). Tabla 8. Resultados índice EPT y ratio EPT / EPT + OCH para las muestras del río Formiga en el año 2018. Muestra EPT EPT / EPT +OCH J. A1 salida 0,13 0,5 J. A2 salida 0,4 0,67 J. A3 salida 0,57 0,66 J. C1 control 0,56 0,81 J. C2 control 0,6 0,61 J. C3 control 0,57 0,70 S. A1 salida 0,38 0,72 S. A2 salida 0,5 1 S. A3 salida 0,42 0,67 S. B1 control 0,48 0,68 S. B2 control 0,39 0,6 S. B3 control 0,3 0,75 El test de normalidad Shapiro-Wilk y de homogeneidad Levene son no significativos tanto para el índice EPT como para ratio EPT / EPT + OCH (en la anterior tabla 6). Tras realizarse las comparaciones de medias para el factor tratamiento, ninguno de los índices mostró diferencias significativas (EPT, p-value= 0,24; EPT/EPT+OCH, p-value= 0,36, tabla 11, en anexo II). Tampoco existen diferencias significativas cuando se realizan las ANOVA con los incrementos (EPT, p-value= 0,12; EPT/EPT+OCH, p-value= 0,12, tabla 12, en anexo III). A continuación, se muestran los diagramas de cajas realizados con el índice EPT y ratio EPT/EPT+OCH, con el fin de observar cómo van variando a lo largo de la temporada. JA JC SA SC 0.2 0.3 0.4 0.5 0.6 Muestra EPT 33 Figura 22. Diagrama de cajas índice EPT; Junio Alterada, Junio Control, Septiembre Alterada, Septiembre Control. Figura 23. Ratio EPT / EPT + OCH. Junio Alterada, Junio Control, Septiembre Alterada, Septiembre Control. Estrategias de alimentación de la comunidad de macroinvertebrados 2018 Los métodos de alimentación más habituales encontrados en estas muestras son los de: triturador, rascador y filtrador (figura 24). Los trituradores son abundantes, aunque disminuyen mucho después de la temporada de barrancos, sobre todo para la muestra de Septiembre Alterada, siendo casi imperceptibles. Figura 24. Métodos de alimentación de la comunidad de macroinvertebrados para las muestras de Junio Alterada (azul), Junio Control (naranja), Septiembre Alterada (gris) y Septiembre Control (amarilla). (Colector, triturador, raspador, filtrador, perforador, predador). JA JC SA SC 0.5 0.6 0.7 0.8 0.9 1.0 Muestra EPT...EPT...OCH 0,00% 10,00% 20,00% 30,00% 40,00% 50,00% 60,00% 70,00% 80,00% Deposit-feeder Shredder Scraper Filter-feeder Piercer Predator Estructura de la comunidad: estrategias de alimentación 34 Los rascadores son relativamente abundantes por igual, excepto para la muestra de Septiembre Alterada, que sufre un importante incremento, ocupando el 70,51% de todas las variables de alimentación para esta muestra (Septiembre Alterada). La estrategia depredadora es bastante baja y va disminuyendo conforme avanza la temporada. En Junio Alterada, existe un 5,63% de macroinvertebrados colectores que se alimentan de partículas bentónicas. Los perforadores son un grupo funcional que tan sólo representan el 1,41% al comienzo de la temporada y luego son prácticamente imperceptibles. Comparación de los índices biológicos entre los años 2013, 2016 y 2018 del río Formiga. Las tablas resumen de los índices biológicos de los años 2013 y 2016 se incluyen en el anexo VI. Los test ANOVA realizados compararon las medias de los índices de los tratamientos (“control” y “alterado”) en los años 2013, 2016 y 2018 (tabla 9). Se siguió la misma metodología que en el caso anterior (para el año 2018), realizando los incrementos entre Junio y Septiembre de las muestras “control” y “alterada” del mismo punto en diferentes años, resultando así una ANOVA de dos factores: tratamiento y año, así como su interacción. Tabla 9. ANOVA de los factores año y tratamiento para los diferentes índices biológicos; nivel de significancia: p<0,05. De los diferentes años muestreados (2013, 2016 y 2018) y tratamientos (“alterada” y “control”). FAMILIAS S DF SS F VALUE PR(>F) Año 2 61,00 2,12 0,16 Tratamiento 1 14,22 0,99 0,34 Año:tratamiento 2 450,11 15,64 0,0005 residuals 12 172,67 ABUNDANCIA N DF SS F VALUE PR(>F) Año 2 150922 3,84 0,05 Tratamiento 1 81878 4,16 0,06<0,1 Año:tratamiento 2 329062 8,37 0,005 residuals 12 235967 SIMPSON DF SS F VALUE PR(>F) Año 2 0,17 6,24 0,01 Tratamiento 1 0,02 1,65 0,22 Año:tratamiento 2 0,01 0,52 0,61 residuals 12 0,16 35 MARGALEF DF SS F VALUE PR(>F) Año 2 5,33 1,30 0,31 Tratamiento 1 1,30 0,63 0,44 Año:tratamiento 2 17,03 4,15 0,04 residuals 12 24,61 IBMWP DF SS F VALUE PR(>F) Año 2 2598,8 3,05 0,08<0,1 Tratamiento 1 193,4 0,45 0,51 Año:tratamiento 2 11984,8 14,09 0,0007 residuals 12 5104,7 IASPT DF SS F VALUE PR(>F) Año 2 3,84 4,32 0,04 Tratamiento 1 0,34 0,76 0,40 Año:tratamiento 2 1,83 2,06 0,17 residuals 12 5,33 EPT/EPT+OCH DF SS F VALUE PR(>F) Año 2 0,05 0,57 0,58 Tratamiento 1 0,08 1,87 0,20 Año:tratamiento 2 0,28 3,49 0,06<0,1 residuals 12 0,49 La riqueza taxonómica (s) mostró diferencias significativas para la interacción entre años y tratamientos, lo que indica alta variabilidad de la riqueza, tanto entre años, como entre tratamientos. La abundancia mostró diferencias significativas entre años, tratamientos y en la interacción entre años y tratamientos. En los anexos IV y V podemos comprobar que hay mucha diferencia de número de individuos de un año para otro. Los índices de Simpson, Margalef y IASPT mostraron diferencias significativas entre años. El índice de calidad ecológica IBMWP mostró diferencias significativas entre años y para la interacción. Por último, el EPT/EPT+OCH mostró diferencias significativas para la interacción de factores. 36 Clasificación y rasgos biológicos de familias más representativas encontradas entre 2013 y 2018. En esta tabla se clasifican los taxones encontrados en las muestras de 2013, 2016 y 2018, considerados más relevantes. Se comentan sus rasgos biológicos, es decir: estrategia trófica, tipo de alimento e especie indicadora de calidad. Tabla 10. Clases y familias más abundantes en las muestras inventariadas de los años 2013, 2016 y 2018 del río Formiga. Grupos funcionales, alimentación y hábitat. (*) Familias con foto en anexo VIII. Elaboración propia consultando Tachet et al. (2010), la guía de identificación Oscoz et al., 2012. Orden Familia Estrategia trófica Tipo de alimento Indicador de calidad Coleóptera Dytiscidae Triturador, perforador, depredador Micro y macroinvertebrados; vertebrados (renacuajos y peces) No sensibles a la polución Elmidae Raspador, herbíboro, triturador Detritus vegetales > 1mm, micrófitos vivos En aguas frías muy oxigenadas Haliplidae Triturador, perforador Fitófaga (algas filamentosas) Soportan aumentos de carga orgánica y reducción de caudal. No considerados buenos indicadores. Hydraenidae Raspador, herbívoro Micrófitos vivos (algas epilíticas) Aguas limpias Hidrophilidae Omnívoro, depredador Micrófitos y microinvertebrados Soportan algo de contaminación y bajos niveles de oxígeno Scirtidae* Raspador, herbívoro Macrófitos vivos Toleran aumentos de materia orgánica disuelta Diptera Tabanidae Perforador, depredador Macroinvertebrados vivos Soportan cierta eutrofia Limoniidae* Triturador, depredador, raspador En sedimentos finos, detritus vegetales > 1mm, herbívoro, macroinv. Vivos. Toleran ciertos niveles de materia orgánica Chironomidae* Depredador, filtrador, raspador, triturador. Micro y macro invertebrados vivos, micro y macrófitos vivos, detritus <1mm. Soportan condiciones cerca de la anoxia y eutrofización. Ceratopogonidae Depredador, colector, raspador Detritívoro en sedimentos finos, hervívoro, micro y macro invertebrados Soportan ciertos aumentos de materia orgánica disuelta Athericidae Depredador Microinvertebrados, hemófagos Aguas oxigenadas y sustrato estable Stratiomyidae* Triturador, colector Sedimentos finos, detritus vegetales >1mm No son considerador indicadores Simuliidae Filtrador Detritus <1mm Prefieren flujos de agua rápidos, toleran cierta M.O 38 Empididae Depredador Macroinvertebrados (Diptera, sobretodo) Soportan contaminación moderada Tipulidae Triturador, colector, depredador Microinvertebrados, herbivoría, colector detritus Toleran aumentos salinos. Necesitan mantenerse cerca de la superficie acuática Ephemeroptera Baetidae Raspador, triturador, colector Herbívoro (micro y macrófitos), detritus Muy diversos hábitats, prefiriendo aguas frías y con velocidad Caenidae Colector Detritus<1mm, herbivoría >1mm Las más tolerantes de la polución en este órden Leptophlebiidae Rascador, colector, triturador Detritívoros <1mm y herbívoros (micrófitos), det. Vegetal >1mm No tolera contaminación ni alteración ribera Heptageniidae Raspador, triturador Detritus <1mm, vegetales >1mm Preferencias oxígeno y hábitat Siphlonoridae Raspador, colector Detritus <1mm, macrófitos vivos Oligotrofia y oxigenación Plecoptera Leuctridae Triturador, colector Herbívoro, detritus <1mm Aguas limpias, tolerantes ligero incremento de M.O Perlodidae Depredador Depredador micro y macroinvertebrados. Incluso canibalismo. Buen indicador calidad de agua (aguas limpias, frías y oxigenadas). Trichoptera Rhyacophilidae Depredador Macroinvertebrados Corrientes fuertes, arroyos de montaña Hydropsychidae Filtrador, colector Detritus<1mm, detritus vegetales, microinvertebrados Soportan aumentos de M.O 39 Polycentropodidae Filtrador, depredador, triturador Micro y macroinvertebrados Sensibles reducción oxígeno, soportan mineralización Psychomyiidae* Rascador, triturador, depredador, filtrador, colector Detritus<1mm, det. Vegetales>1mm, micro y macroinvertebrados Indicador de aguas de buena calidad Odonata Gomphidae* Depredador Micro y macroinvertebrados Soportan ciertos aumentos de M.O Libellulidae Depredador Micro y macroinvertebrados Tolerantes a la mineralización Aeshnidae Depredador Micro y macroinvertebrados Aguas estancadas o flujo lento Heteroptera/hemiptera Gerridae Depredador Micro y macroinvertebrados Aguas semiestancadas, flujo lento Amphipoda Gammaridae Triturador, raspador, filtrador-colector Detritus, detritus vegetal, omnivoría (invertebrados) Sistemas lóticos y leníticos, toleran salinidad >25% Decapoda Astacidae Triturador, raspador, filtrador-colector Detritus, detritus vegetal, omnivoría (invertebrados) Aguas con poca o mucha corriente, frías o calientes. Buen indicador Gasteropoda Lymnaeidae Raspador Detritus vegetales>1mm, micro y macrófitos, invertebrados (muertos) Tolerante contaminación orgánica Hydrobiidae Triturador, raspador Detritus vegetales>1mm, algas, macrófitos Tolerante contaminación orgánica Bithyniidae Raspador Perifiton Tolerantes contaminación 40 Oligochaeta Lumbriculidae Detritívoro Materia orgánica muy descompuesta Soporta anoxia y sistemas con mucha carga orgánica (eutrofia) Clasificación familias dependiendo de su sensibilidad y resiliencia. Dependiendo de cómo responden los macroinvertebrados a las perturbaciones mecánicas debido al paso de barranquistas, y de investigación en bibliografía, se pueden categorizar las familias como sensibles o no sensibles y resilientes o no resilientes. Así pues, atendiendo a los propios resultados de abundancia de familias del 2018 (Anexo IV) y a lo recabado por Sierra (2013) y la bibliografía de Puig (1999) y Tachet (2010), se determinan las categorías:  Familias no sensibles al pisoteo: Hydrobiidae y Bithynidae (orden Mollusca). Gammaridae (orden Amphipoda). Glossiphonidae y Oligochaeta (Lumbriculidae) ambas de phylum Annelida. Orden Diptera: Tipulidae, Tabanidae, Stratiomyidae y Psychodidae. Gerridae del orden Heteróptera. Psychomyidae (orden Trichoptera). Orden Coleoptera: Dryopidae, Hydrophilidae, Dytiscidae, Scirtidae, Hydraenidae. Odonatos: Aeshnidae.  Familias sensibles y resilientes: Orden Diptera: Chironomidae y Simuliidae. Orden Trichoptera: Rhyacophylidae y Hydropsychidae. Plecopteros: Leuctridae. Orden Decapoda: Astacidae. Orden Coleoptera: Elmidae.  Familias sensibles y no resilientes: Lo que caracteriza a las familias incluidas en esta clasificación es porque presentan una capacidad reducida de desplazamiento. No por ningún otro rasgo ecológico (alimentación, sustrato, velocidad de agua soportada…). Orden Ephemeroptera: Caenidae, Heptageniidae. Dípteros: Empididae, Limoniidae, Athericidae. Orden Plecoptera: Perlodidae. Orden Odonata: Gomphidae. Tricóptero: Hydroptilidae. 48 Los dos primeros ejes explican un 44,89% de la varianza (primer eje horizontal 29,92%, segundo eje vertical 14,97%). El eje horizontal, separó por la tolerancia a la eutrofia. En la zona negativa, están las familias de ambiente eutrófico: Hydrophilidae, Scirtidae, Gyrinidae, Dytiscidae, Tabanidae. En la parte positiva, las que no toleran la eutrofia, las oligotróficas: Philopotamidae, Leuctridae, Astacidae (Austropotamobius pallipes, cangrejo de río), Rhyacophilidae, Taeniopterygidae. En la zona media, los taxones de ambientes mesotróficos. El segundo eje, vertical, separa a las familias por su estrategia trófica. En la parte positiva encontramos los trituradores: Sericostomatidae, Taeniopterygidae, y Leuctridae; y el rascador Scirtidae. En la parte negativa, los filtradores: Dixidae y molusco Sphaeriidae. Polycentropodidae, filtrador y predador. Tabanidae: perforador y predador. Predadores: Glossiphonidae, Gerridae, Empididae, Rhagionidae. Otros predadores, los del orden Odonata de tipo libélulas: Gomphidae y Libellulidae. No se distinguen las familias por su índice saprobio o hábitat. 49 Figura 30. Resultado análisis coinercia para las muestras de los años 2013, 2016 y 2018 conjuntas. I: inicio temporada; F: final temporada; A: muestra alterada; C: muestra control. El p-valor del test de Montecarlo fue de 0,07, casi significativo. Esto fue, probablemente, porque había más cantidad de datos. El cúmulo de varianza explicada en los dos primeros ejes es de 72,89% (49,51% para el primero y 23,39% para el segundo). Para el año 2013, el inicio de temporada “control” parecen estar presentes los organismos que se alimentan de materia orgánica grande (branches). La final “control”, domina la estrategia de los depredadores. En Junio Alterada, dominan los organismos con alimentación de tipo sedimento fino. Septiembre Alterada, está en la zona de los perforadores, y con índices saprobios contaminados (X5). Si comparamos la abundancia de Athericidae (taxón de alta sensibilidad) es mayor para el tratamiento “control” que alterado (apoyo anexo V). En el año 2016, para el tratamiento Junio Control dominan los rascadores Baetidae. Para Junio Alterada salen taxones de estado oligotrófico y alimentación entre “arena”. Algunos de estos son depredadores: Gomphidae y Polycentropodidae, este último también raspador como Tipulidae, también dominando estas muestras. 50 Para Septiembre Control del año 2016, se caracteriza por tener taxones de estrategia múltiple de alimentación, como Chironomidae y Tipulidae, además de muy bajo valor IBMWP. Dominan los trituradores y algún depredador. Para el tratamiento “alterado” de este mismo fin de temporada, en el análisis coinercia destacan Simuliidae y también la dominancia de Hydropsychidae, y el predador/perforador Tabanidae (ayuda anexo V). El inicio de temporada “control” del año 2018, en el gráfico de coinercia destaca la familia Hydrophilidae (depredador). Atendiendo al inventario del anexo IV, hay organismos presentes como: Astacidae, Capniidae, Leuctridae y Libellulidae; coincidiendo con un alto valor ecológico de hasta 75 puntos IBMWP y en el análisis coinercia en la zona índice muy bajo de contaminación saprobia X1. En Junio Alterada, hay bastante variedad de taxones. Destaca la exclusividad del taxón Oligochaeta (Lumbriculidae), de muy bajo valor ecológico, mientras también están presentes otros taxones de alto valor (Athericidae), varios trituradoresrascadores, como: Lymnaeidae y Scirtidae; estrategia múltiple: Ceratopogonidae y Limoniidae, destacando también Gomphidae, siendo su grupo funcional de predador. Después de la temporada de barrancos 2018, en la zona “control” es donde el filtrador Simuliidae es más abundante. Para la “control”, también hay otro filtrador: Hydropsychidae. Sigue habiendo raspadores-trituradores como: Heptageniidae (sensible), Hydraenidae, Hydrobiidae, Stratiomyidae, estos de más bajo índice IBMWP. Tabanidae, con estrategia perforador-predador. Los simúlidos, baétidos y quironómidos, son muy abundantes en la muestra “alterada”. Otros que dominan: Taeniopterygidae (triturador), Siphlonoridae (raspador), Psychomyidae (raspador-filtrador), Polycentropodidae (filtrador), Bithyniidae (filtrador) y Aeshnidae como predador. Discusión Impacto del barranquismo en el río Formiga: temporada 2018. En los resultados, se señala que aumenta hasta un 229,58% en abundancia para el tratamiento “alterado” en Septiembre respecto a Junio, no aumentando tanto para las réplicas tipo “control”. Sin embargo, para estas “control” sí hay nuevas familias “s” (aumentan 35%) mientras que prácticamente no hay aumento para el tratamiento “alterado”. En el estudio de Sierra (2013), el pisoteo afecta a la comunidad en cuanto a su abundancia y número de familias, que disminuyen a finales del verano. Siendo este el caso contrario (aumenta la abundancia), se puede pensar que este aumento de abundancia puede ser de taxones oportunistas situados en los márgenes de los ríos que reocupan los nichos perturbados en Septiembre Alterada, ya que los índices IBMWP son muy bajos. En la figura 20 en los resultados, disminuye la diversidad de Shannon en Septiembre en el tratamiento “alterado”, lo que confirmaría la hipótesis (diferencia significativa ANOVA de la diversidad de Shannon). Observando la figura 25, en el análisis PCA de 2018 se puede ver que dominan los taxones Simuliidae, Chironomidae y Bithyniidae, que son de muy baja 51 calidad ecológica, en comparación a los taxones dominantes (más sensibles) en Septiembre Control. En la figura 19, la equitatividad de Pielou tiene 0 incrementos para las muestras “alteradas” en Septiembre respecto a Junio de 2018, lo que evidencia una dominancia de unas pocas especies en este tipo de muestras en comparación a las “control”, resultando, la equitatividad de Pielou, tener diferencias significativas en las ANOVA. El índice de estado ecológico IBMWP es realmente bajo. Todas son catalogadas como “moderado/deficiente” y “deficiente/malo”. En ningún caso se llegan a alcanzar los 100 puntos y la puntuación mínima ha sido de 24. Para este mismo barranco, Sierra en el año 2013 nunca obtiene una puntuación IBMWP por debajo de los 100 puntos en ninguno de los tratamientos. El seguimiento de 2016 realizado por Sasot, también experimenta unos índices muy bajos de IBMWP y dice “no reflejar la perturbación producida producida por el pisoteo de los barranquistas al contrario de lo ocurrido en el estudio previo”. Hay mejor calidad IBMWP en Septiembre que en Junio, lo que significa que antes del verano se parten de peores condiciones ecológicas que a finales. No hay tanta diferencia de aumento en puntos de IBMWP entre las “control” y “alterada” lo que podría indicar que la mala calidad es por el propio estado del río y no afectar solo el barranquismo como factor agravante. Hay que tener en cuenta que la época de barrancos no empieza en Junio, sino en Abril-Mayo y que ya ha habido un impacto previo en el barranco. Se presupone que en Junio existe un mejor estado del cauce que en Septiembre, pero el barranquismo ya se ha practicado, por lo menos, 3-4 meses hasta comienzos del verano. Además, por alguna razón, puede haber disminuido el impacto del barranquismo durante el verano, y el barranco haber ido recuperando su comunidad macroinvertebrada. En el análisis PCA de 2018 (figura 25) hay taxones de baja calidad, pero también en Septiembre Alterada están presentes los taxones: Taeniopterygidae, Polycentropodidae, Psychomyiidae, de muy buena puntuación (anexo IV); mientras que en las muestras de Junio Alterada predominan taxones como Lymnaeidae y Athericidae, según el análisis FPCA (figura 26) el primero de ambientes eutróficos y el segundo oligotróficos. En cuanto a las muestras “control” también aumenta en Septiembre el índice IBMWP. Por lo general, en el PCA (figura 25) resultan taxones de mejor calidad en las “control” que las “alteradas”. En Junio Control destacan: Leuctridae (Ephemeroptera, oligotrófica, figura 26 FPCA), Capniidae (Plecoptera, oligotrófica), Limoniidae. En Septiembre Control: Hydraenidae, Heptageniidae (Ephemeroptera). y la familia Baetidae (Ephemeroptera) con estrategia trituradora, que tolera los aumentos materia orgánica. El índice EPT hace referencia a los órdenes Ephemeroptera, Plecoptera y Trichoptera, son taxones más sensibles en cuanto a condiciones se trata. Así pues, como es de esperar, Junio Control tiene la mayor tasa de EPT, 0,6 puntos (figura 22). En Septiembre Control, desciende el valor EPT, corroborándose en el diagrama 52 de cajas de EPT/EPT+OCH, pues aumenta la presencia de taxones OCH (Odonata, Coleptera y Heteroptera), contribuyendo sobretodo Coleoptera. Estos taxones son depredadores que aparecen al final del verano, siendo parte de la dinámica propia de los sistemas lóticos mediterráneos, que sufren fuertes sequías en la época estival (Bernabeu & Bonada, 2014). Estas familias OCH son principalmente depredadoras. En la figura 23 de resultados, incluso disminuye esta función al terminar el verano, cuando debería ser la estrategia trófica predominante. Es habitual al comienzo de la temporada las estrategias de alimentación trituradoras y rascadoras, y que después del verano, cobren importancia los depredadores y algo los filtradores (Orós, 2014). En los análisis FPCA y coinercia (figuras 26 y 27), aparecen las familias Polycentropodidae y Bithyniidae a final de la temporada como nueva estrategia filtradora. En el análisis coineria aparece la familia Gomphidae (Odonata) a comienzos de temporada, cuando es habitual que abunden los predadores a finales de verano. Esto último puede puntar a que la comunidad río esté cambiando diversidad funcional. En las muestras “alteradas”, el EPT está prácticamente al mismo nivel en Septiembre que en Junio, incluso aumenta un poco. Sería esperable que descendiera el índice EPT para Septiembre, como sí funciona para las muestras “control”. Esto se podría explicar porque la actividad perturbadora se mitiga o no se excede; o por un periodo de lluvias que permita que el ecosistema riverino se recuperase. De hecho, en el informe de las muestras recogidas de Guzmán et al., (2018) comentan que en “en los tres puntos de muestreo hay bastante caudal para la época del año en que es”. Los ciclos de vida de los insectos acuáticos, están estrechamente relacionados con los eventos asociados a los regímenes de inundaciones, pues hay cambios en la comunidad en función de la disponibilidad de alimentos y hábitat causados por las fluctuaciones del nivel del agua (Hart, 1985). Por aumentar el índice EPT (de las “alteradas”) y IBMWP, se plantea la posibilidad de una crecida de caudal por lluvias o una disminución de la afluencia de visitantes por estos eventos. Se pidieron datos de pluviometría a la CHE (SAIH Ebro) de la estación EM79, embalse de Guara, siendo el punto más cercano con medición de lluvias. Desde la segunda quincena de agosto hasta el día del muestreo (12 de septiembre) se registran copiosas lluvias, registrando hasta 64 mm en un solo día y 33 mm otro día (llueven 11 de 29 días en ese intervalo de tiempo). Esta diferencia de EPT entre Junio y Septiembre “alteradas” es pequeña, pero en el diagrama de cajas de la ratio EPT/EPT+OCH (figura 23) la diferencia es mayor, lo que indica, necesariamente, una disminución de taxones OCH en Septiembre. Esto revela un cambio del dinamismo propio de río mediterráneo, pues no debería disminuir los órdenes OCH cuando a finales de verano lo normal es que sean más abundantes. Al final significa que hay una pérdida de calidad del ecosistema acuático del río Formiga por una alteración persistente o acumulación de estos impactos. 53 Esta pérdida de calidad es debido, probablemente, del barranquismo, pues aunque quizá no haya habido tanta afluencia de deportistas o lloviese (y por ello índice EPT se mantiene) el sistema tiene una capacidad de recuperación y resilencia propias que, a pesar de que haya menos presión, estos impactos se van acumulando, haciendo incluso que se pierda parte de la estructura de población de macroinvertebrados (menor ratio OCH a finales del verano), rompiendo el equilibrio propio del ecosistema acuático (siendo además los sistemas riverinos mediterráneos potencialmente frágiles por las frecuentes avenidas y estiajes así como la acuciante desertificación debida al cambio climático, (Vidal Abarca et. al., 1992) y alejándose de su dinámica propia. Evolución del impacto del barranquismo en el río Formiga entre los años 2013 y 2018. En en los resultados (tabla 9) se realizan las ANOVA con los datos de todos los años. La abundancia, resulta una variable muy significativa tanto para los tratamientos, años, como para los tratamientos entre todos los años. Atendiendo a los datos de abundancias, resultan muy variables de un año para otro, presenta una intensa línea de decrecimiento (figura 31 y anexo IV y V). Figura 31. Abundancias años 2013, 2016 y 2018 de macroinvertebrados. Las diferentes familias (s), también resultan ser significativas para los tratamientos a lo largo de los años, por lo que hay una variación del número de familias a lo largo de los años, disminuyendo el promedio de las mismas desde 2013. 0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500 2013 2016 2018 Abundancia 0 20 40 60 80 100 120 IBMWP control IBMWP alterada familias (s) IBMWP y familias s. Años 2013-2018. 2013 2016 2018 54 Figura 32. Promedio valores índice IBMWP y número de familias (s) de cada año. El índice IBMWP, como es de esperar, resulta tener diferencias significativas en los diferentes años y en los tratamientos entre los años. Esto evidencia un cambio de calidad ecológica en el intervalo de 2013 a 2018, así como que corrobora que hay un claro impacto con las muestras consideradas “alteradas” con las “control”. En la tabla 9 de resultados, el índice EPT/EPT+OCH resulta tener diferencias significativas en la ANOVA para los tratamientos entre los años 2013 y 2018. Figura 33. Gráfico de barras de la ratio EPT/EPT+OCH, antes y después del verano. Parece existir una tendencia a disminuir esta ratio EPT/EPT+OCH pero vuelve a aumentar en el año 2018. Esta progresión se asemeja a la de los anteriores gráficos que expresan el índice IBMWP y número de familias (s) también decrecen pero en el año 2018 vuelven a aumentar. Observando la figura inmediatamente anterior, podemos deducir que este aumento de IBMWP es debido al tratamiento “control” de 2018. Esto y un ligero aumento del número de familias total (s), podemos deducir que hay una pequeña mejoría de la calidad en este año respecto al 2016, cuando la tendencia que lleva este barranco parece que va, año tras año, a calidades mucho peores. Lo normal es que el índice EPT/EPT+OCH sea mayor en Junio que en Septiembre, por ello es extraño en el gráfico que sea mayor la ratio en Septiembre 2018 que en Junio 2018, recalcándose la hipótesis del cambio de ecología fluvial de este barranco, alejándose de la ecología de río mediaterráneo donde abundan los taxones OCH a finales del verano y pudiéndose explicar con un periodo de lluvias que no permitiese a los barranquistas acceder al barranco, comentado anteriormente. Como hay diferencias significativas para el índice IBMWP en la interacción año y tratamiento se resume a continuación como varía la estructura de la comunidad con ayuda de la interpretación de los análisis PCA, FPCA y coinercia. El análisis FPCA (figura 29) de 2013, en las muestras del tratamiento “control” de Junio, predominan los trituradores como Heptageniidae. Se nota, sin embargo, una peor calidad en el tratamiento “alterado” pues aparece el taxón Oligochaeta, que es tolerante de condiciones anóxicas. En Septiembre Alterada el FPCA indica que esta zona tiene un alto índice saprobio mientras que para este periodo en 0 0,2 0,4 0,6 0,8 año 2013 año 2016 año 2018 EPT / EPT + OCH junio septiembre Lineal (junio) Lineal (septiembre) 55 “control” destaca Athericidae, taxón que refleja muy buena calidad y es predador (estrategia trófica esperada en esta época). El análisis coinercia refleja mejor calidad por lo general en este año para las “control” que “alterado”. Es el año en el que el río Formiga cuenta con mejor estado ecológico. El análisis coinercia (figura 30) en el año 2016 resume que en Junio Control hay una dominancia de rascadores Baetidae, cumpliendo con la estrategia esperada para este punto del año (Orós, 2014). Junio Alterada tiene taxones propios de oligotrofia, pero destaca la estrategia de alimentación detritívora. Algunos ejemplos con estrategias mixtas son: Tipulidae y Leuctridae. En Septiembre Control, se encuentra una situación mezcla entre lo esperado Aeshnidae y Athericidae (depredadores) y otros taxones con diversas estrategias. En la parte “alterada” estrategias mixtas por Caenidae (sedimentos), Hydropsychidae (filtrador), Tabanidae (predador). Sasot (2016) comenta la baja calidad IBMWP de este muestreo. En lo relativo al 2018, Junio Control en el análisis coinercia (figura 27) aparecen familias de coleópteros y odonatos con estrategia depredadora (no muy esperado para este periodo). En la parte “alterada” destaca, otra vez, la diversidad de estrategias tróficas, desde trituradores a predadores y la presencia de Oligochaeta. La mejor puntución IBMWP en este muestreo fue para Septiembre Control, que posee taxones propios de ambientes oligotróficos.En este punto, hay una estrategia mixta de nuevo: filtradores (Simuliidae), trituradores y predadores (Tabanidae). La “alterada” tiene peor puntuación y también una estrategia combinada, sobretodo conformada por trituradores y muy en menor medida predadores (Aeshnidae). Como se comenta anteriormente, este año 2018 es el peor en cuanto al índice IBMWP y se nota una pérdida del ciclo de estrategia trófica. Comparación de la situación del río Formiga con otros estudios Uno de los trabajos realizados en la Escuela Politécnica Superior, el realizado sobre el barranco de La Peonera por Pérez (2018), resulta tener muy poco impacto por el barranquismo y una capacidad de recuperación de la estructura de la comunidad muy rápida. Este barranco tiene una cantidad de visitas muy parecida a la del Formiga, sin embargo, posee una calidad IBMWP mucho mayor que éste. La diferencia fundamental con respecto al barranco Formiga, es que La Peonera parte de un estado ecológico mucho mejor. Esto se debe a la la hidrogeomorfología de la cuenca de La Peonera. Al ser el cauce más ancho que el del río Formiga, esto amortigua los pisoteos y además permite la recolonización de organismos en la cuenca al haber más probabilidad de nicho. El río Formiga posee un cauce muy estrecho con un caudal muy limitado. Otro de los posibles causantes de este empeoramiento de calidad ecológica quizá sea el cambio climático. Una disminución de lluvias disminuye el caudal, siendo el agua el motor de los ciclos vitales de los organismos (Hart, 1985). Este efecto de cambio climático, puede estar cambiando otras variables abióticas, perdiendo así sus características de río de montaña mediterránea; como el hecho de la disminución de los macroinvertebrados depredadores a finales de verano (incluso aumentando 56 taxones con alta sensibilidad en esta época). Se va rompiendo así el ciclo propio del río y adoptando un patrón impredecible. Vidal & Suarez (2007) comentan que estos ecosistemas acuáticos mediterráneos son testigos del cambio climático. La intermitencia de las perturbaciones hidrológicas (avenidas y sequías) y la variabilidad plurianual, se manifiestan con verdadera complejidad. En el estudio de Hardiman & Shelley (2011a), realizado entre 1999 y 2001 en 8 cañones de las Montañas Azules de Australia, concluyen que no hay impacto significativo en la macrofauna y que la calidad del agua de los barrancos es buena incluso en aquellos barrancos que tienen gran afluencia. Los autores comprobaron una rápida recuperación de la comunidad macroinvertebrada; consideran que la gestión del Parque Nacional de las Montañas Azules es demasiado precavida y que los ecosistemas de los barrancos soportan bastante afluencia de deportistas Hardiman & Shelley (2011b). Esta zona australiana tiene una media de precipitación bastante elevada, que, comparándolo con este caso, se puede suponer un periodo mayor de descanso por parte del barranquismo. El caso del río Formiga no es el caso del barranco de La Peonera, que tiene mayor caudal de agua; o los estudios de Hardiman & Shelley (2011a; 2011b) en una zona lluviosa. Todos los estudios anteriormente mencionados (excepto el del río Formiga en los años 2016 y 2018) constan de buenos índices de calidad biológica. En el presente trabajo, tras comprobar que hay un cúmulo de impacto año tras año debido al pisoteo y siendo la cuenca del Formiga un ecosistema acuático más frágil (cauce más estrecho, caudal menor) que otras, se propone limitar el número de visitantes para preservar la calidad del ecosistema y evitar picos de afluencia en los meses de verano. Además, en las muestras del año 2018 se encuentran estados larvarios de Austropotamobius pallipus (Astacidae, tabla 15 en anexo IV). Siendo esta especie catalogada “en peligro” y la cuenca del Formiga su hábitat, sería interesante restringir la entrada hasta que termine su época reproductora, a comienzos de Julio (Alonso, 2012). Existe en el decreto 204/2014 del 1 de Diciembre al 30 de Junio la restricción para la actividad en la parte alta del barranco Formiga. Teniendo en cuenta esta especie y que la calidad ecológica (IBMWP) del barranco del Formiga es muy baja en Junio, una propuesta sería incluir en este periodo restrictivo los tramos medio y bajo deportivos del barranco disminuir la afluencia de deportistas en la época estival. 57 Conclusiones  La situación ecológica del río Formiga es más fragil que la mayoría de barrancos de la Sierra de Guara, hace que el río Formiga no sea uno de los barrancos más apropiados para abusar de esta práctica y que adaptar la regulación para limitar la afluencia de barranquistas a este río es una idea que se plantea en este proyecto.  El índice de calidad ecológica IBMWP fue el mejor para el año 2013 y el peor el 2018. Es decir, en el periodo de 6 años, la tendencia es la pérdida de calidad del agua.  A pesar de la capacidad de recuperación de la fauna macroinvertebrada, se comprueba que se acumulan los impactos del barranquismo año tras año debido a la pérdida de calidad y resiliencia propios del río Formiga.  Se parte de un estado ecológico peor en Junio que en Septiembre.  Las lluvias son un factor beneficioso para recuperar la estructura de la comunidad macroinvertebrada.  Aparentemente, es más perjudicial una escasez de lluvias que el impacto del barranquismo. Cuanto mejor sea la salud del barranco, más resistirá frente a los impactos y al barranquismo.  El río Formiga se está alejando de la propia dinámica de río de montaña calcárea mediterránea debido a sus principales perturbaciones: el impacto del pisoteo y el cambio climático (menos lluvias, alteraciones de caudal impredecibles).  La diversidad funcional esta cambiando. La tendencia de los ríos de montaña de clima mediterráneo es que antes del verano predomine la estrategia alimentaria de trituradores y raspadores, mientras que a finales de verano dominan los depredadores. Esta estacionalidad se esta quebrando. Se está generando un patrón de estrategias tróficas más arbitrario.  En otros estudios, como los de los barrancos en las Montañas Azules o La Peonera en PNSCG, el barranquismo no parece tener tanto impacto en los ecosistemas acuáticos como planteaban de hipótesis, al contrario que con el río Formiga. Esto se debe, principalmente, a la propia morfología del estrecho cauce y del bajo caudal. 64 (2012). Drivers and stressors of freshwater biodiversity patterns across different ecosystems and scales: A review. Hydrobiologia. 696. 10.1007/s10750-012-1183-0. Strahler, A. N. (1957). Quantitative analysis of watershed geomorphology. Transactions of the American geophysical Union, 38(6), 913-920. Tachet, H., Richoux, P., Bournaud, M., & Usseglio-Polatera, P. (2000). Invertébrés d’eau douce: systématique, biologie, écologie (pp. 1-606). Paris: CNRS éditions. Terrádez Gurrea, M. (2000). Análisis de Componentes Principales. Proyecto eMath (MECD). Secretaría de Estado de Educación y Universidades. Usseglio-Polatera, P., Bournaud, M., Richoux, P., Tachet, H. (2000). Biomonitoring through biological traits of benthic macroinvertebrates: how to use species trait databases?. Assess Ecol Integr Run Waters. Springer: 422(0):153-162 Vannote R.L., G.W. MINSHALL, K.W. Cummins, J.R. Sedell, C.E. Cushing: “The River Continuum Concept”. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences. 37.1980,1 Ottawa, 130-137. Vidal Abarca, M.R., Suárez M.L. , & Ramírez Díaz, L. (1992). Ecology of Spanish Semiarid Streams. Limnetica, 8(1): 151-160. Vidal-Abarca, M. R. & Suárez Alonso M. L. (2007). Un modelo conceptual sobre el funcionamiento de los ríos mediterráneos sometidos a perturbaciones naturales (riadas y sequías). Limnetica, 26 (2): 277-292 (2007). Vivas, S., Casas, J., Pardo, I., Robles, S., Bonada, N., Mellado, A., Prat, N., AlbaTercedor, J., Álvarez, M., Vidal-Abarca, M. R., Zamora-Muñoz, C., & Moyá, G. (2002). Aproximación multivariante en la exploración de la tolerancia ambiental de las familias de macroinvertebrados de los ríos mediterráneos del proyecto GUADALMED. Limnetica, 21(3-4), 149-173. Wright, J. P. & A. S. Flecker (2004). Deforesting the riverscape: the effects of wood on fish diversity in a Venezuelan piedmont stream. Biological Conservation 120:443-451. 65 Anexo I Figura 34. Composición grupos de familias de macroinvertebrados presentes en las muestras recogidas del río Formiga, temporada 2018. Anexo II Tabla 11. ANOVA, nivel significancia Pr<0,05. Muestras río Formiga 2018. Año 2018 ANOVA G. Libertad F value Pr (>F) Nº familias (s) 3 1,06 0,42 Abundancia 3 1,11 0,40 Equit. Pielou 3 1,64 0,26 Simpson 3 2,20 0,17 Diversidad Shannon 3 1,90 0,21 Margalef 3 0,68 0,59 IBMWP 3 0,91 0,48 IASPT 3 0,49 0,70 EPT 3 1,72 0,24 EPT/EPT+OCH 3 1,25 0,36 Composición familias comunidad macroinv. 2018 F. Aeshidae F. Astacidae F. Athericidae F. Baetidae F. Bithyniidae F. Caenidae F. Capniidae F. Ceratopogonidae F. Chironomidae F. Dixidae F. Ecnomyidae F. Elmidae F. Gammaridae F. Gomphidae F. Haliplidae F. Heptageniidae F. Hydraenidae F. Hydrobiidae F. Hydrochidae F. Hydrophilidae F. Hydropsychidae F. Leptophlebiidae F. Leuctridae F. Libellulidae F. Limoniidae f. Lymnaeidae F. Planorbidae F. Polycentropodidae F. Psychomyiidae F. Rhagionidae F. Rhyacophilidae F. Scirtidae F. Simuliidae F. Siphlonoridae F. Stratiomyidae F. Tabanidae F. Taeniopterygidae F. Vellidae Oligochaeta 66 Anexo III Tabla 12. ANOVA, nivel significancia Pr<0,05 sino está indicado. Realizado con los incrementos entre Junio y Septiembre. Muestras río Formiga 2018. Año 2018 ANOVA G. Libertad F value Pr (>F) Nº familias (s) 1 0,198 0,68 Abundancia 1 0,05 0,84 Equit. Pielou 1 9,53 0,04 Simpson 1 9,2 0,04 Diversidad Shannon 1 5,75 0,07<0,1 Margalef 1 1,04 0,37 IBMWP 1 0,05 0,83 IASPT 1 7,54 0,05<0,1 EPT 1 3,83 0,12 EPT/EPT+OCH 1 3,92 0,12 . Anexo IV Tabla 13. Inventario familias presentes y categorías en las muestras del río Formiga 2018. Phylum Clase Orden Familia Leuctridae Plecoptera Capniidae Taeniopterygidae Elmidae Haliplidae Coleoptera Scirtidae Hydraenidae Hydrochidae Hydrophilidae Arthropoda Insecta Baetidae Caenidae Ephemeroptera Leptophlebiidae Heptageniidae Siphlonoridae Rhagionidae Tabanidae Limoniidae Diptera Chironomidae Ceratopogonidae Athericidae Dixidae Stratiomyidae 67 Simuliidae Psychomyiidae Trichoptera Rhyacophilidae Hydropsychidae Trichoptera Polycentropodidae Ecnomyidae Gomphidae Odonata Libellulidae Aeshidae Hemiptera Vellidae Crustacea Amphipoda Gammaridae Decapoda Astacidae Lymnaeidae Mollusca Gasteropoda Planorbidae Hydrobiidae Bithyniidae Annelida Oligochaeta Oligochaeta Tabla 14. Abundancia de órdenes presentes en las muestras del río Formiga, 2018. Orden Alterada Junio Control Junio Alterada Septiembre Control Septiembre Abundancia Amphiphoda 0,00% 0,51% 0,00% 0,00% 1 Coleoptera 8,45% 5,05% 3,42% 9,38% 54 Decapoda 0,00% 0,51% 0,00% 0,00% 1 Diptera 14,08% 7,58% 30,34% 32,50% 200 Ephemeroptera 16,90% 18,69% 55,56% 19,69% 242 Gasteropoda 7,04% 0,51% 2,99% 1,88% 19 Hemiptera 0,00% 0,51% 0,00% 0,00% 1 Odonata 2,82% 1,01% 0,43% 0,63% 7 Oligochaeta 2,82% 0,00% 0,00% 0,00% 2 Plecoptera 47,89% 62,63% 6,41% 33,44% 280 Trichoptera 0,00% 3,03% 0,85% 2,50% 16 Total: 823 Tabla 15. Abundancia familias en las muestras del río Formiga del año 2018. Familia Alterada Junio Control Junio Alterada Septiembre Control Septiembre Abundancia total F. Aeshidae 0,00% 0,00% 0,43% 0,00% 266 F. Astacidae 0,00% 0,51% 0,00% 0,00% 11 F. Athericidae 1,41% 0,00% 0,00% 0,00% 3 F. Baetidae 12,68% 18,18% 55,13% 17,19% 25 F. Bithyniidae 0,00% 0,00% 1,28% 0,63% 1 F. Caenidae 1,41% 0,00% 0,00% 0,00% 3 F. Capniidae 1,41% 3,54% 0,00% 0,94% 22 F. Ceratopogonidae 1,41% 0,00% 0,43% 0,00% 2 68 Anexo V Tabla 16. Abundancias familias presentes en las muestras del año 2013 del río Formiga. En porcentajes. F. Chironomidae 9,86% 6,56% 9,40% 6,56% 1 F. Dixidae 0,00% 0,00% 0,85% 0,00% 229 F. Ecnomyidae 0,00% 0,00% 0,00% 0,31% 1 F. Elmidae 5,63% 3,03% 1,71% 3,44% 5 F. Gammaridae 0,00% 0,51% 0,00% 0,00% 6 F. Gomphidae 2,82% 0,51% 0,00% 0,63% 1 F. Haliplidae 1,41% 0,00% 0,00% 0,00% 1 F. Heptageniidae 0,00% 0,51% 0,00% 1,56% 1 F. Hydraenidae 0,00% 1,01% 1,71% 5,00% 4 F. Hydrobiidae 0,00% 0,00% 0,43% 0,94% 63 F. Hydrochidae 0,00% 0,00% 0,00% 0,31% 2 F. Hydrophilidae 0,00% 0,51% 0,00% 0,31% 1 F. Hydropsychidae 0,00% 0,51% 0,00% 2,19% 2 F. Leptophlebiidae 2,82% 0,00% 0,00% 0,94% 3 F. Leuctridae 46,48% 59,09% 5,12% 32,50% 123 F. Libellulidae 0,00% 0,51% 0,00% 0,00% 5 F. Limoniidae 1,41% 1,01% 0,00% 0,31% 1 F. Lymnaeidae 7,04% 0,51% 0,00% 0,00% 8 F. Planorbidae 0,00% 0,00% 0,00% 0,00% 1 F. Polycentropodidae 0,00% 0,00% 0,43% 0,00% 1 F. Psychomyiidae 0,00% 0,00% 0,43% 0,00% 5 F. Rhagionidae 0,00% 0,00% 0,00% 0,31% 1 F. Rhyacophilidae 0,00% 0,00% 0,00% 0,00% 1 F. Scirtidae 1,41% 0,00% 0,00% 0,31% 1 F. Simuliidae 0,00% 0,00% 19,66% 24,06% 1 F. Siphlonoridae 0,00% 0,00% 0,43% 0,00% 1 F. Stratiomyidae 0,00% 0,00% 0,00% 0,94% 6 F. Tabanidae 0,00% 0,00% 0,00% 0,31% 4 F. Taeniopterygidae 0,00% 0,00% 1,28% 0,00% 4 F. Vellidae 0,00% 0,00% 0,00% 0,00% 5 Orden Oligochaeta 2,82% 0,00% 0,00% 0,00% 2 Total: 823 Orden Familia Alterada Junio Control Junio Alterada Septiembre Control Septiembre Abundancia total Veneroida Sphaeriidae 0,00% 0,08% 0,00% 0,00% 1 Heterostropha Valvatidae 0,43% 0,00% 0,00% 0,00% 4 Neotaenioglossa Hydrobiidae 0,22% 0,08% 0,85% 1,27% 13 Bithyniidae 0,22% 0,40% 0,00% 0,00% 7 Rhynchobdellida Glossiphoniidae 0,00% 0,08% 0,00% 0,00% 1 Amphipoda Gammaridae 0,00% 0,08% 0,00% 0,00% 1 Haplotaxida Lumbricidae 1,08% 1,11% 0,28% 1,27% 30 69 Tabla 17. Abundancias familias río Formiga año 2016. Efemerópteros Caenidae 0,65% 0,48% 2,82% 0,64% 34 Heptageniidae 2,60% 0,32% 1,69% 0,00% 40 Baetidae 19,31% 28,08% 4,79% 27,39% 651 Plecópteros Leuctridae 40,56% 43,04% 47,32% 22,29% 1321 Perlodidae 0,65% 0,24% 0,00% 0,00% 9 Odonatos Aeshnidae 0,00% 0,16% 0,85% 0,64% 10 Gomphidae 0,87% 1,19% 3,38% 1,27% 51 Heterópteros Gerridae 0,00% 0,32% 0,28% 0,00% 6 Corixidae 0,00% 0,24% 0,00% 0,00% 3 Coleópteros Dytiscidae 0,00% 0,08% 0,00% 0,64% 3 Elmidae 3,25% 1,67% 5,07% 5,10% 103 Chrysomelidae 0,43% 0,08% 0,00% 0,00% 5 Hydraenidae 0,22% 0,16% 1,69% 0,00% 16 Hydrophilidae 0,43% 0,00% 0,00% 0,00% 4 Scirtidae 0,22% 0,00% 0,28% 0,00% 4 dryopidae 1,95% 0,08% 0,28% 0,00% 21 Tricópteros Rhyacophilidae 1,08% 0,32% 0,28% 0,00% 16 Hydroptilidae 1,30% 1,19% 0,56% 0,00% 31 Psychomyiidae 0,87% 0,56% 0,85% 0,00% 21 Hydropsychidae 0,65% 0,24% 2,25% 0,00% 25 Dípteros Chironomidae 13,23% 9,31% 13,80% 21,02% 403 Psychodidae 0,00% 0,16% 0,00% 0,00% 2 Empididae 2,60% 1,91% 1,13% 0,00% 56 Simuliidae 1,08% 0,08% 0,85% 1,27% 21 Ceratopogonidae 3,25% 3,10% 3,66% 5,73% 113 Tabanidae 0,00% 0,16% 0,00% 0,00% 2 Athericidae 1,95% 4,46% 3,10% 9,55% 126 Stratiomyidae 0,43% 0,40% 0,28% 0,00% 11 Limoniidae 0,22% 0,08% 3,66% 1,27% 33 Tipulidae 0,22% 0,08% 0,00% 0,64% 5 Total: 3203 Familia Alterada Junio Control Junio Alterada Septiembre Control Septiembre Abundancia total Aeshnidae 0,36% 0,51% 0,31% 4,92% 10 Athericidae 0,00% 0,17% 0,83% 18,03% 20 Baetidae 0,00% 0,17% 0,00% 0,00% 1 Baeridae 7,19% 19,52% 5,00% 0,00% 183 Caenidae 0,00% 0,00% 2,50% 0,00% 24 Chironomidae 10,79% 27,84% 6,67% 31,15% 277 Dryopididae 0,00% 0,17% 0,00% 0,00% 1 Elmidae 7,55% 1,36% 6,35% 19,67% 102 Empidade 0,00% 2,72% 0,00% 0,00% 16 Gomphidae 3,24% 1,70% 1,98% 3,28% 40 Gyrinidae 0,00% 0,34% 0,00% 0,00% 2 Heptageniidae 0,72% 0,00% 0,00% 0,00% 2 Hydropsychidae 0,00% 1,87% 8,85% 0,00% 96 Leuctridae 55,04% 33,96% 36,04% 14,75% 708 70 Anexo VI Tabla 18. Resumen índices biológicos año 2013 del río Formiga. Columnas: s número familias, n abundancia, equitatividad de Pielou, diversidad de Simpson, diversidad de Margalef, calidad ecológica IBMWP, índice IASPT, índice EPT, índice EPT/EPT+OCH. 2013 s n Pielou Simpson Shannon Margalef IBMWP IASPT EPT EPT/EPT+ OCH Control Junio 1 18 402 -9,73 0,24 -12,21 2,84 97 5,39 0,54 0,78 C. J. 2 21 262 -0,54 0,18 -1,65 3,59 115 5,48 0,38 0,72 C. J. 3 18 258 -1,67 0,28 -4,82 3,06 106 5,89 0,51 0,76 Alterada J. 1 22 409 -3,64 0,40 -11,25 3,49 114 5,18 0,45 0,71 A.J.2 23 360 -2,01 0,25 -6,31 8,61 117 5,09 0,40 0,71 A.J.3 19 468 -6,17 0,34 -18,16 2,93 108 5,68 0,44 0,71 C. Septiembre 1 20 274 -1,06 0,24 -3,18 3,38 102 5,10 0,39 0,63 C. S. 2 18 278 -2,11 0,32 -6,11 3,02 88 4,89 0,37 0,64 C. S. 3 14 158 -0,77 0,20 -2,04 2,57 87 6,21 0,38 0,69 A.S. 1 10 80 -2,56 0,22 -5,90 2,05 45 4,50 0,29 0,83 A.S.2 12 182 -2,46 0,23 -6,12 2,11 58 4,83 0,36 0,60 A.S.3 8 52 0,05 0,15 0,10 1,77 46 5,75 0,26 0,81 Limoniidae 6,12% 4,92% 0,94% 6,56% 59 Lymnaeidae 0,36% 0,17% 0,00% 1,64% 3 Pothamantidae 2,16% 0,00% 0,00% 0,00% 6 Philopotamidae 0,36% 2,04% 0,00% 0,00% 13 Polycentropodidae 0,72% 0,00% 0,00% 0,00% 2 Psychodidae 5,04% 0,00% 0,00% 0,00% 14 Rhyacophillidae 0,00% 0,34% 0,00% 0,00% 2 Scirtidae 0,00% 0,17% 0,00% 0,00% 1 Sericostomatidae 0,00% 0,34% 0,00% 0,00% 2 Simulidae 0,00% 1,36% 29,69% 0,00% 293 Stratyomidae 0,00% 0,17% 0,42% 0,00% 5 Tabanidae 0,00% 0,00% 0,31% 0,00% 3 Tipulidae 0,36% 0,17% 0,10% 0,00% 3 Total 1888 71 Tabla 19. Resumen índices biológicos año 2016 del río Formiga. Columnas: s número familias, n abundancia, equitatividad de Pielou, diversidad de Simpson, diversidad de Margalef, calidad ecológica IBMWP, índice IASPT, índice EPT, índice EPT/EPT+OCH. 2016 s n Pielou Simpson Shannon Margalef IBMWP IASPT EPT EPT/EPT+ OCH Control Junio 1 4 68 0,31 0,47 0,43 0,71 21 5,25 0,54 0,75 C. J. 2 10 178 0,26 0,40 0,60 1,74 65 6,50 0,48 0,69 C. J. 3 6 32 0,16 0,29 0,60 1,44 45 7,50 0,20 0,40 Alterada J. 1 10 332 0,31 0,25 0,72 1,55 63 6,30 0,47 0,78 A.J.2 10 42 0,27 0,41 0,62 2,41 57 5,70 0,25 0,50 A.J.3 15 214 0,25 0,27 0,68 2,61 81 5,40 0,37 0,66 C. Septiembre 1 10 394 0,33 0,20 0,76 1,51 56 5,60 0,42 0,65 C. S. 2 12 511 0,29 0,28 0,71 1,76 67 5,58 0,43 0,68 C. S. 3 4 55 0,24 0,44 0,33 0,75 29 7,25 0,60 0,75 A.S. 1 8 26 0,39 0,15 0,80 2,15 54 6,75 0,15 0,28 A.S.2 4 23 0,41 0,25 0,57 0,96 27 6,75 0,25 0,50 A.S.3 5 12 0,41 0,17 0,66 1,61 33 6,60 0,00 0,00 72 Anexo VII Figura 35. Scirtidae (Coleoptera). Foto propia, 2020. Figura 36. Limoniidae (Diptera). Foto propia, 2020. Figura 37. Izquierda Stratiomyidae, derecha Chironomidae (Diptera). Foto propia, 2020. Figura 38. Psychomyidae (Trichoptera). Foto propia,2020. Figura 39. Gomphidae (Odonata). Foto propia, 2020.