EL IMPACTO AMBIENTAL DEL PLAN HIDROLÓGICO EN EL TRAMO FINAL DEL EBRO.
Carles Ibàñez Martí. SEO/BirdLife, Oficina del Delta de l’Ebre. C/ Ávila 3, 1º-3ª, 43870 Amposta. Tel./fax: 977 702308. E-mail: deltaebro@seo.org
1. Introducción
Las detracciones de agua de los ríos constituyen una de las alteraciones antropogénicas del ciclo terrestre del agua, a la que hay que sumar la extracción de aguas subterráneas, el drenaje de zonas húmedas, la construcción de embalses, la deforestación, la desertificación y la erosión del suelo en zonas agrícolas. Des de la perspectiva del cambio global, el control de las cuencas fluviales mediante obras de ingeniería representa una alteración significativa y virtualmente instantánea de la cantidad y el régimen del flujo de agua continental (Vorosmarty y Sahagian, 2000).
Los trasvases de agua entre cuencas se pueden englobar en el fenómeno más general de las detracciones de agua, pero su impacto ambiental y socioeconómico comporta aspectos adicionales en comparación con las detracciones destinadas a la propia cuenca hidrográfica. Así, en el caso de los trasvases hay que considerar el impacto en la cuenca donante, el impacto de la interconexión y el impacto en las zonas receptoras del agua. Este documento se centrará básicamente en el impacto ambiental en la cuenca donante, aguas abajo de la detracción, poniéndose énfasis en el caso del trasvase del Ebro previsto en el proyecto de Plan Hidrológico Nacional.
El impacto en la cuenca donante se produce eminentemente aguas abajo del lugar de detracción, aunque si la transferencia requiere de una capacidad adicional de regulación o de un cambio en el sistema de regulación, también hay que considerar sus efectos ambientales en el análisis del impacto. Además, para tener una idea real del impacto global, se debería también analizar el impacto acumulado del trasvase una vez ejecutado junto con el aumento previsto de los usos del agua que se produce desde que se planifica hasta que se termina. En cualquier caso, un análisis de impacto riguroso debe partir del conocimiento detallado del estado del ecosistema, que está en función del impacto acumulado de las alteraciones producidas en el pasado. Un dato a destacar es que el 77 % del caudal de los 139 sistemas fluviales mayores del tercio norte del planeta está afectado por la fragmentación del canal fluvial a causa de presas, embalses, trasvases entre cuencas y regadíos (Dynesius y Nilsson 1994).
A pesar de que la disminución de caudal fluvial por el aumento de los usos consuntivos del agua representa uno de los impactos ambientales más severos en los ríos, existe mucha más literatura acerca de los efectos de la fragmentación y la regulación, especialmente en el caso de la construcción de embalses. Ello se debe en gran parte al hecho de que la disminución del caudal por causas antrópicas en muchas ocasiones ha sido un fenómeno progresivo que se inició mucho tiempo atrás, de forma que existen muy pocos casos (especialmente en Europa) en los que se disponga de información sobre el estado ecológico de un río en régimen natural.
El impacto aguas abajo de una detracción equivale a una disminución de caudal que, por supuesto, también implica una alteración del régimen fluvial. Ello nos permite usar como referencias no solo los casos precedentes de trasvases, sino cualquier caso bien estudiado del impacto ambiental de la disminución de caudales y de alteraciones del régimen, por los motivos que sea.
Por otra parte, la magnitud y la diversidad del impacto es función de la magnitud relativa del caudal que se detrae, del régimen de detracción, del régimen fluvial, de las características estructurales de la detracción, del lugar de detracción, del estado ecológico del río y de los usos del río aguas abajo (por ejemplo, el dragado para la navegación). También cabe analizar de forma específica el impacto en el ecosistema fluvial y el impacto en los ecosistemas litorales y marinos.
2. Impactos en el ecosistema fluvial
El principal impacto ambiental de una detracción de agua en el ecosistema fluvial viene dado por la magnitud de la reducción de caudal y de la modificación del régimen. Sin embargo, la evaluación del impacto real requiere tener información fiable de la calidad del agua y de las comunidades biológicas con el fin de poder evaluar su estado futuro. En muchos casos este es un gran inconveniente, pues suele existir poca información (a lo largo del espacio y del tiempo) sobre estos aspectos en la mayoría de los ríos.
La reducción y la regularización del caudal asociados a la realización de un trasvase afectan en primera instancia a las características físicas e hidrológicas del tramo fluvial aguas abajo, modificándose parámetros esenciales como el nivel del agua, la velocidad o el perfil transversal. Estos cambios implican también una modificación del substrato, de la temperatura, del contenido en nutrientes y de otros parámetros determinantes para las comunidades biológicas, que en última instancia se ven alteradas de distintas formas. A pesar de que el impacto se debe analizar de una forma global, puesto que existe una interrelación entre las distintas alteraciones identificables, creemos conveniente analizar el tema desde cuatro aspectos fundamentales:
a) La alteración del hábitat fluvial es la consecuencia más directa del impacto de un trasvase, lo cual implica también alteraciones en las especies. Los dos factores que más afectan son la disminución de la velocidad y del nivel del agua. En el primer caso se producen cambios en el tipo de substrato, lo cual afecta a la supervivencia y a la distribución tanto de la vegetación como de la fauna acuáticas. En el segundo caso, la mayor afectación se produce tanto en las zonas sumergidas de orilla, un hábitat muy rico en especies y muy importante para la reproducción de los peces, como en la zona emergida de los márgenes, donde se pueden producir importantes modificaciones de la estructura, la composición y la productividad del bosque de ribera. Así pues, en el caso del Ebro se requeriría un estudio detallado sobre el impacto en las riberas y en los hábitats acuáticos sumergidos, así como estudios sobre las poblaciones de peces e invertebrados, con especial énfasis en especies protegidas como los bivalvos de agua dulce.
b) La alteración de la dinámica fluvial es otra importante consecuencia de la detracción de agua, tanto en lo que se refiere al régimen hidrológico, al cual están adaptadas las comunidades biológicas, como a la propia evolución geomorfológica del cauce. En fenómeno con mayor impacto es la disminución de la irregularidad de caudal por la disminución de las crecidas, hecho que se ve reforzado por la regulación fluvial. Todo ello afecta notablemente las características del ecosistema fluvial, especialmente del bosque de ribera y de las especies de fauna acuática que se reproducen en las épocas de crecida (por ejemplo, durante el deshielo primaveral). La materialización del trasvase y el aumento de regadíos y de embalses previstos en el Plan Hidrológico comportarían, tal como reconoce el propio plan, una fuerte regularización del caudal en el tramo final del Ebro, lo cual tendría un impacto ambiental negativo sobre el ecosistema fluvial. Sin embargo, esta aspecto no ha sido estudiado en el documento de análisis ambiental del plan.
c) La alteración de la calidad del agua es otro fenómeno a tener en cuenta, puesto que la disminución del caudal implica una menor velocidad y una mayor temperatura del agua, lo cual implica una mayor actividad de descomposición de la materia orgánica, que puede causar una disminución del contenido de oxígeno disuelto (especialmente por la noche). Por otra parte, la disminución del caudal también implica un mayor impacto en el ecosistema fluvial de los vertidos aguas abajo del lugar de detracción, ya que el efecto de dilución de los contaminantes es menor. Actualmente, la calidad del agua del Ebro en su tramo final ya no es satisfactoria en muchos casos, incumpliéndose a menudo las normativas de aguas prepotables y de peces, tal y como reconoce el documento de análisis ambientales del Plan Hidrológico. Sin embargo, no se analizan las consecuencias de la evolución futura de la calidad del agua sobre los ecosistemas del tramo final del Ebro. Para valorar el impacto del Plan Hidrológico sobre la calidad del agua del tramo final del Ebro se requeriría un estudio detallado a partir de los parámetros de calidad previstos en los distintos escenarios, así como un análisis de los efectos de las calidades previstas sobre las especies fluviales.
3. Impactos en la zona de la desembocadura y en el ecosistema marino
El impacto de los trasvases en la desembocadura de los ríos se centra en tres grandes temas que, en general, afectan en mayor o menor grado a cualquier tipo de sistema litoral, ya sea un delta como un estuario. En primer lugar existe un problema de aumento de la salinidad en la zona de mezcla de las aguas dulces y marinas, en segundo lugar se produce un fenómeno de disminución de la productividad biológica y de cambios en la distribución de las especies, y en tercer lugar se produce una disminución del aporte de sedimentos fluviales al sistema. También hay que tener en cuenta la posible afectación por una disminución de la calidad del agua y por cambios en el régimen fluvial.
En el caso del Delta del Ebro, un análisis preliminar de los efectos del trasvase previsto en el primer anteproyecto de Plan Hidrológico Nacional (Prat e Ibáñez 1995) predijo los siguientes efectos: 1) un incremento de la presencia de la cuña salina en el tramo final del río, con efectos perjudiciales sobre la fauna y la vegetación; 2) una disminución de la productividad biológica de las bahías y de la plataforma continental, con efectos negativos sobre la acuicultura y las pesquerías; 3) una reducción de los aportes de sedimentos al sistema; 4) una salinización de los cultivos; 5) efectos negativos sobre la conservación de los ecosistemas deltaicos en general. Un análisis más detallado y más reciente de la problemática ambiental del Delta del Ebro, y del impacto de la disminución de caudales (y de la gestión de la cuenca fluvial en general) puede encontrarse en Ibáñez et al. 1999. A continuación vamos a sintetizar los aspectos más relevantes de los mencionados efectos.
En la zona de desembocadura de los ríos siempre existe una zona de mezcla entre el agua dulce y el agua marina, que se conoce con el nombre de estuario. En el caso de los mares cerrados con mareas muy débiles como el Mediterráneo, la desembocadura se caracteriza por formar un delta, que presenta aspectos opuestos a los estuarios típicos. Mientras que estos últimos se encuentran tierra adentro (por ejemplo las rías) y están dominados por las mareas, los deltas son lenguas de tierra que se adentran en el mar y están dominados por el río (Ibáñez et al. 2000). Pero el tramo final del río también presenta en ocasiones una entrada de agua marina aunque, a diferencia de los estuarios típicos, ésta apenas se mezcla con el agua dulce del río. Así, se establece una fuerte estratificación con una capa de agua dulce en la parte superior y una capa de agua salada en la parte inferior, que se conoce como cuña salina. Una caracterización detallada de este tipo de estuarios puede encontrarse en Ibáñez et al. 1997a, donde se compara el caso del Ebro con el del Ródano (Francia), mientras que un estudio detallado de la cuña salina del río Ebro puede encontrarse en Ibáñez 1993.
Los mencionados estudios establecen claramente la relación inversa existente entre la magnitud del caudal fluvial y la longitud (y espesor) de la cuña salina. Sin embargo, la irregular profundidad del lecho del río hace que el avance y el retroceso de la cuña salina dependa no solamente del caudal fluvial sino también de la barrera física que crean las zonas poco profundas. La cuña se empieza a formar con flujos menores a 400 m3 s-1 y progresa rápidamente hasta llegar a la zona de la isla de Gracia (a unos 18 Km. de la desembocadura) cuando el flujo es inferior a 300 m3 s-1. En pocos días se establece la cuña y se queda en esta posición de forma permanente mientras no bajen flujos mayores de agua que la destruyan (superiores a 400 m3 s-1) o menores a 100 m3 s-1 que le permitan progresar río arriba. Cuando el flujo del río desciende de 100 m3 s-1, la cuña salina progresa más y llega a 32 Km de la desembocadura, aguas arriba de Amposta, donde hay una zona de gravas poco profunda que corresponde a la desembocadura del barranco de La Galera. Se tiene constancia de que antes de la construcción de grandes embalses en la cuenca, en períodos de fuerte sequía el caudal del río se reducía lo suficiente para que la cuña salina llegase cerca de Tortosa (Aragón, 1943).
El efecto combinado de la disminución de caudales y de la fuerte regulación que ha sufrido el río Ebro durante las últimas décadas ha comportado una mayor presencia de la cuña salina, aunque ha evitado que ésta remonte aguas arriba de la desembocadura del barranco de La Galera. Una estimación basada en la comparación de los caudales de la década 1960-1970 y de la década 1970-1980, con un caudal medio de 525 m3 s-1 y 450 m3 s-1 respectivamente, implica un aumento de 1 mes en la presencia de cuña salina, aunque con una menor presencia en el límite interior debido a la regulación (Ibáñez et al. 1996). En el caso de la disminución de caudales prevista en el Plan Hidrológico, el análisis del propio plan reconoce que la presencia de la cuña salina aumentaría de 6,6 meses a 8,7 o hasta 9,6 meses al año en promedio (dependiendo de los escenarios). El análisis del Plan Hidrológico concluye que el impacto negativo de la mayor presencia de la cuña salina en el tiempo se podría mitigar reduciendo su presencia en el espacio con una adecuada regulación de caudales. En concreto se propone mantener caudales superiores a los 100 m3 s-1 para evitar que la cuña salina remonte aguas arriba de la Isla de Gracia. Sin embargo, el principal problema en cuanto a la problemática ecológica del estuario no es tanto el hecho de que la cuña salina pueda remontar aguas arriba de Amposta unos meses al año (es un fenómeno que ha ocurrido siempre) sino el problema del agotamiento de oxígeno en la cuña salina por eutrofización, aspecto que empeoraría con la detracción de caudales del río. Por lo tanto, los esfuerzos por mitigar el impacto negativo del Plan Hidrológico en el estuario se deberían centrar en medidas que comporten una mejora de la calidad del agua del río.
Además de la mayor presencia de la cuña salina como consecuencia de la disminución de caudales, el Plan Hidrológico debería analizar las consecuencias de un posible deterioro de la calidad del agua sobre el ecosistema del estuario del Ebro. Actualmente, la proliferación del fitoplancton por un exceso de nutrientes (eutrofia) ya es muy importante en el período cálido, lo que conlleva una fuerte acumulación de materia orgánica en la cuña salina que implica un consumo importante de oxígeno. Esta situación llega a causar un agotamiento total del oxígeno (anoxia) en la cuña salina, excepto en la zona próxima a la desembocadura, lo cual implica una desaparición total de la fauna y la vegetación acuáticas (Ibáñez et al. 1995). La detracción de caudales podría prolongar esta situación de falta de oxígeno a períodos más largos que en la actualidad. Además, se debería estudiar la posibilidad de liberar caudales del orden de 400 m3/s como mínimo para eliminar la cuña salina tras períodos largos de anoxia, con el fin de mejorar el estado ecológico del estuario.
Otro fenómeno a analizar es la posibilidad de salinización de los pozos próximos al río tras períodos prolongados de presencia de la cuña salina. Este fenómeno ya se detectó en los años 1989 y 1990, cuando la cuña salina estuvo presente casi de forma permanente. En aquella ocasión el aumento de salinidad se notó en pozos próximos al río aguas arriba de Amposta, cerca del límite máximo de penetración de la cuña salina.
3.2. Los ecosistemas marinos
La influencia de las aportaciones fluviales sobre las características ecológicas (y en especial sobre la productividad) de los ecosistemas marinos es un tema que aparece a menudo en la bibliografía, pero en cambio no existen análisis cuantitativos detallados al respecto. Pero existe todavía menos información sobre los cambios ocurridos en los ecosistemas marinos influenciados por el agua dulce de los ríos cuando se produce una disminución de los aportes. Se trata de un tema complejo que requeriría un gran esfuerzo de toma de muestras a lo largo del espacio y del tiempo para obtener estimaciones cuantitativas, y donde concurren muchos factores que pueden enmascarar el fenómeno. A pesar de ello, la relación directa entre los aportes de agua dulce y de nutrientes de los ríos y la productividad biológica de los ecosistemas marinos está bien establecida de forma universal.
Así pues, en el caso del Ebro el problema no reside en reconocer el efecto negativo de la disminución del caudal fluvial sobre la productividad de los ecosistemas marinos (bahías y plataforma continental), sino en cuantificar el efecto en función de un escenario concreto. Aquí se necesitaría un estudio detallado e interanual de la zona marina influenciada por el río, que requeriría tanto trabajos de campo como un importante esfuerzo de modelización. Dado que este estudio no está disponible, nos limitaremos a comentar los pocos datos existentes sobre el tema tanto en el Ebro como en otras zonas similares.
En el caso del Delta del Ebro analizaremos por separado las bahías y la plataforma continental. En el caso de las bahías, sus características hidrológicas y ecológicas actuales vienen determinadas por las importantes entradas de agua dulce procedente de los drenajes de los arrozales. Antes de la implantación del cultivo del arroz, a mediados del siglo XIX, las bahías tenían unas entradas de agua dulce mucho más pequeñas, por lo que presentaban una mayor salinidad. La mayor entrada de agua dulce por causas antrópicas ha comportado una disminución de la salinidad en la parte superior de la columna de agua, que genera una circulación de carácter estuarial, con una mayor renovación del agua. Al mismo tiempo, la riqueza en nutrientes del agua dulce ha comportado un aumento de la productividad biológica de las bahías, llegándose a situaciones de disminución del oxígeno (al final del verano) a consecuencia de la eutrofización. Esta elevada productividad ha permitido la proliferación de una acuicultura basada en la producción de mejillones, ostrones y otros cultivos marinos, que se ve afectada por los episodios de hipoxia (concentraciones bajas de oxígeno). Un análisis detallado de la problemática de la bahía de los Alfacs puede encontrarse en Camp (1994). De este estudio se desprende que para evitar la hipoxia y mantener la acuicultura se requiere la entrada de importantes volúmenes de agua dulce al sistema.
En lo que se refiere a la productividad de la plataforma continental, la información existente es más antigua, escasa y dispersa que en el caso de las bahías. El efecto fertilizador del río se debe a dos causas fundamentales: los aportes de nutrientes que contiene el agua dulce y el afloramiento de aguas marinas más profundas ricas en nutrientes como consecuencia de la circulación estuarial causada por las aportaciones de agua dulce en las aguas costeras. Algunos estudios realizados en los años 60 en las aguas costeras influenciadas por el Ebro mostraron una fuerte correlación entre las capturas de peces y mariscos de las principales especies comerciales (sardina, langostinos y bivalvos) y las aportaciones de agua dulce del río Ebro (San Felíu 1975).
En el caso del Nilo, se tiene constancia de que la disminución del caudal del río y la falta de aguas ricas en nutrientes a causa de la construcción de la presa de Aswan afectó la productividad de las aguas marinas. El año posterior a la finalización de la presa alta de Aswan, por ejemplo, las pesquerías de sardina descendieron un 95 % (Wahby y Bishara 1981). En concreto la pesca de sardinas disminuyó de 18.000 toneladas en 1962 a 460 y 600 toneladas en 1968 y 1969, respectivamente. La pesca de camarones tuvo también un descenso muy fuerte, de 8.300 toneladas en 1963 a 1.128 toneladas en 1969 (El-Sayed y van Gert 1995). A pesar de los estudios referenciados, los efectos de los caudales del Nilo sobre la oceanografía y las pesquerías marinas a lo largo de las costas de Egipto y de Israel, aún no están claros o bien valorados (Atwi y Arrojo, en prensa).
Por otra parte, Deegan et al. (1986) mostraron que en el Golfo de México las capturas pesqueras y la superficie de un estuario están fuertemente relacionadas con los aportes de agua dulce y la fisiografía. Estos autores encontraron una elevda correlación entre capturas por unidad de superficie de aguas abiertas y el caudal fluvial. En otro trabajo, Sutcliffe (1972) constató que las capturas de diversas especies en dos bahías del este de Canadá estaban relacionadas con el caudal fluvial. Chapman (1966) también mostró que en los estuarios de Texas el caudal medio anual de los ríos y las capturas medias anuales de peces estaban relacionadas, y que las capturas pesqueras totales fueron más elevadas en los años húmedos. En el caso del río Colorado, la reducción drástica del caudal ha reducido el flujo de nutrientes al Mar de Cortez, uno de los ecosistemas marinos más productivos del mundo, reduciendose las zonas de alevinaje para los peces y las capturas pesqueras (Postel et al. 1998).
Los deltas son unidades geomorfológicas que se forman, se mantienen y evolucionan gracias a la aportación de sedimentos fluviales, en combinación con el efecto remodelador de los procesos marinos (oleaje, mareas, etc.). Cualquier reducción de las entradas de sedimentos al sistema implican un déficit en su balance sedimentario, lo cual tiene consecuencias sobre la extensión, la forma y la elevación del delta. Actualmente los deltas y las zonas costeras en general están en crisis a escala mundial por la modificación masiva de los flujos sedimentarios en los ríos y en los sistemas litorales. Por una parte existe el problema de la retención de sedimentos por la construcción de embalses, y por otra existe una obstaculización del flujo costero de sedimentos por la construcción de espigones, puertos y otras infraestructuras.
A escala mundial existen muchos casos de reducción drástica del aporte de sedimentos fluviales a los deltas, de los cuales citaremos los ejemplos del Colorado y del Nilo, dos casos de supresión casi total del flujo de agua y de sedimentos. En el caso del Colorado, antes de la contrucción de las presas, el río transportaba entre 45 y 455 millones de Tm al año de sedimentos a través del Gran Cañón, una cantidad que se ha reducido enormemente en la actualidad (Postel et al. 1998). En el caso del Nilo, el transporte de sedimentos antes de la construcción de la gran presa de Aswan era de unos 124 millones de Tm al año, mientras que actualmente el 89 % de los sedimentos quedan retenidos en el embalse (ver Atwi y Arrojo, en prensa).
El caso del Ebro es uno de los más graves en lo que se refiere a la retención de sedimentos fluviales, estimándose que los casi 200 embalses existentes en la cuenca retienen más del 99 % de los sedimentos que el río transportaba originalmente (Guillén y Palanques 1992, Ibáñez et al. 1996). Ello está comportado una remodelación de la línea de costa en la zona de la desembocadura, así como una pérdida de elevación del conjunto de la llanura deltaica por subsidencia y subida del nivel del mar (Jiménez y Sánchez-Arcilla 1993, Canicio e Ibáñez 1994, Ibáñez et al. 1997b). De continuar esta tendencia, a medio y largo plazo se produciría un retroceso notable del frente costero, a la vez que una superficie creciente del delta se situaría por debajo del nivel del mar. Aunque este proceso se desencadenó hace unas décadas con la construcción de embalses, la disminución de caudales y la construcción de más embalses pueden agravar la situación y dificultar todavía más la búsqueda de soluciones sostenibles. Resulta pues imprescindible que el caudal mínimo del tramo final del Ebro incorpore los requerimientos necesarios para garantizar un caudal sólido suficiente para mantener tanto la superficie como la elevación del delta emergido.
Estudios previos han determinado un mínimo de 1.300.000 m3/año de aporte de sedimentos al Delta del Ebro para compensar la subsidencia y la subida del nivel del mar (Canicio e Ibáñez 1994), mientras que el déficit de aporte de arena en la zona de la desembocadura se ha evaluado en 330.000 m3/año (Jiménez y Sánchez-Arcilla 1993). No existen estimaciones de los aportes de sedimentos finos necesarios para el prodelta. Para evaluar bien las necesidades de sedimento para la sostenibilidad física del Delta, se requeriría un estudio detallado tanto de los aportes mínimos de caudal sólido como de los caudales líquidos (cantidad y régimen) necesarios para transportar los sedimentos. También se requeriría de un estudio de viabilidad técnica y económica de la recuperación de aportes sedimentarios a partir de los embalses.
4. Bibliografía
Aragón, J. 1943. Salinida del agua del Ebro en sus estiajes. Informe Técnico, Instituto Nacional de Colonización, Delegación de Tortosa.
Atwi , M.B. y Arrojo, P. En prensa. Impacto ambiental de las grandes presas en cursos bajos, deltas y plataformas litorales: el caso de Aswan. Actas del Segundo Congreso Ibérico sobre Gestión y Planificación de Aguas. Oporto, Portugal, Octubre 2000.
Camp, J. (1994). Aproximaciones a la dinámica ecológica de una bahía estuárica mediterránea. Tesis Doctoral, Universidad de Barcelona.
Canicio, A. y C. Ibàñez (1994). Estudi del risc de polderització del delta de l'Ebre. Causes i conseqüències de la pujada relativa del nivell mitjà de la mar. Informe Técnico. Generalitat de Catalunya, Barcelona, España.
Chapman, C.R. 1966. The Texas basin project. In R.F. Smith, A. Swartz and W. Massmann, editors. Symposium on Estuarine Fisheries. American Fisheries Society Special Publication 3 (suppl.), 95(4): 83-92.
Deegan, L.A., Day, J.W., Gosselink, J.G., Yáñez-Arancibia, A., Soberón, G. and Sánchez-Gil, P. 1986. Relationships among physical characteristics, vegetation distribution and fisheries yield in Gulf of Mexico estuaries. Pages 83-100 in Estuarine Variability. Academic Press, New York, U.S.A.
Dynesius, M. y Nilsson, C. 1994. Fragmentation and flow regulation of river systems in the northern third of the world. Science 266: 753-762.
El-Sayed, S.Z. y van Gert, L. 1995. The southeastern Mediterranean ecosystem revisited: Thirty years after the construction of the Aswan High Dam. Qarterdeck 3(1): 4-7. Department of Ocanography, Texas A&M University.
Guillén, J. y Palanques, A. 1992. Sediment dynamics and hydrodynamics in the lower course of a river highly regulated by dams: the Ebro river. Sedimentology 39: 567-579.
Ibàñez, C., A. Curcó, J.W. Day y Prat, N. 2000. Structure and productivity of microtidal Mediterranean coastal marshes, en M.P. Weinstein y D.A. Kreeger (eds.): Concepts and Controversies in Tidal Marsh Ecology, Kluwer Academic Publishers, Holanda.
Ibáñez, C., Prat, N., Canicio, A. y Curcó A. 1999. El Delta del Ebro, un sistema amenazado. Colección El Agua a Debate, Editorial Bakeaz, Bilbao, España.
Ibáñez, C., Pont, D. y Prat, N. 1997a. Characterization of the Ebre and Rhone estuaries: a basis for defining and classifying salt-wedge estuaries. Limnology and Oceanography 42: 89-101.
Ibáñez, C., A. Canicio y Day, J.W. 1997. Morphologic evolution, relative sea level rise and sustainible management of water and sediment in the Ebre Delta. Journal of Coastal Conservation 3: 191-202.
Ibáñez, C., N. Prat y Canicio, A. 1996. Changes in the hydrology and sediment transport produced by large dams on the lower Ebro river ans its estuary. Regulated Rivers 12: 51-62.
Ibáñez, C., Rodrigues-Capitulo, A. y Prat, N. 1995. The combined impacts of river regulation and eutrophication on the dynamics of the salt wedge and the ecology of the lower Ebro River, en A. Fergurson y D. Harper (eds.), Ecological Basis for River Management, John Wiley & Sons, 105-114.
Ibáñez, C. 1993. Dinámica hidrològica i funcionament ecològic del tram estuarí del riu Ebre. Tesis Doctoral, Facultad de Biología, Universidad de Barcelona.
Jiménez J. y Sánchez-Arcilla, A. 1993. Medium-term coastal response at the Ebro delta, Spain. Marine Geology 114: 105-118.
Martínez-Vilalta, A. 1996. The rice fields of the Ebro Delta. En: Management of Mediterranean Wetlands, vol. 4. Morillo, C. y González, J. L. (Ed.), MIMAM.
Postel, S.L., Morrison, J.I. y Gleick, P.H. 1998. Allocating fresh water to aquatic ecosystems: the case of the Colorado River Delta. Water International 23: 119-125.
Prat, N. y Ibáñez, C. 1995. Effects of water transfers projected in the Spanish National Hydrologica Plan on the ecology of the lower River Ebro and its Delta. Water Science and Technology 31(8): 79-86.
San Felíu, J.M. 1975. Influencia de los aportes del río Ebro sobre la producción pesquera de la zona. Publicaciones Técnicas de la Junta de Estudios de Pesca 11: 263-278. Dirección General de Pesca Marítima, Madrid, España.
Sutcliffe, W.H. 1972. Some relations of land drainage, nutrients, particulate material, and fish catch in two eastern Canadian bays. J. Fish. Bd. Canada 29: 357-412.
Wahby, S.D. and N.F. Bishara. 1981. The effect of the River Nile on Mediterranean Water before and after the construction of the High Dam at Aswan. In Proceedings of a Review Workshop on River Inputs to Ocean Systems. United Nations, New York, pp. 311-318.
Vorosmarty, C.J. y Sahagian, D. 2000. Anthropogenic disturbance of the terrestrial water cycle. BoiScience 50(9): 753-765.