La respuesta de un río a las modificaciones que experimenta su entorno, ya sean de tipo climático, hidrológico o antrópico, queda registrada tanto a nivel de morfología de su cauce como de su llanura aluvial. Así ha quedado confirmado en numerosos ríos donde las investigaciones destacan importantes ajustes en el comportamiento fluvial tras la construcción de presas (Petts, 1984; Brandt, 2000).

A nivel hidrológico, la magnitud de estos cambios se asocia al grado de regulación del sistema (número de embalses, capacidad y uso del agua), siendo ostensible, entre otros: la reducción genérica del volumen de caudal medio circulante y la alteración del comportamiento estacional (Vanney, 1970; Lorenzo Lacruz et al., 2012; García Martínez, 2016); la pérdida de homogeneidad en el comportamiento hidrológico (García Martínez, 2016); la modificación del transporte sedimentario y de la ecología fluvial (Véricat y Batalla, 2004; García Martínez et al., 2009); así como la reducción de los caudales máximos en avenidas ordinarias (Williams y Wolman, 1984).

Los principales ajustes de dicha alteración hidrológica, a nivel de morfología de cauce, suelen ser los de incisión y confinamiento en un solo cauce (Park, 1977). Esto trae consigo problemas de inestabilidad por socavamiento (Stanley, 1972) en obras de infraestructura, como puentes o carreteras próximas. Otras consecuencias son la divagación lateral y el aumento de la sinuosidad (Thornes, 1977) o la estabilización de antiguos sedimentos (Martínez Castroviejo et al., 1991).

A nivel ecosistémico, es precisamente el régimen de caudales y sus efectos sobre los cauces fluviales el garante de la composición y distribución de la vegetación riparia, así como de su estructura y abundancia (Auble et al., 1994; Auble et al., 2005). Ello repercutirá en la biodiversidad natural y la integridad de los ecosistemas, por lo que el éxito en la conservación de la calidad ecológica y funcional de nuestros ríos, depende de la capacidad de proteger o restaurar los principales aspectos del régimen natural de caudales (Bunn y Arthington, 2002; Ollero et al., 2008).

En este sentido se orienta la Directiva Marco de Agua (2000/60/CE) al pretender armonizar la gestión del recurso con la protección y conservación tanto de las masas de agua como de sus ecosistemas asociados. Para ello, los indicadores hidromorfológicos (DMA, 2000/60/CE) son clave para determinar el estado ecológico de los ríos, en la medida en la que estos procesos son la base fundamental del correcto funcionamiento de los cursos fluviales como ecosistemas. Sin embargo, las importantes afecciones en la dinámica fluvial de muchas acciones humanas siguen sin ser valoradas (Ollero, 2008), tampoco en la definición de la calidad ecológica de muchos ríos.

El río Bembézar, afluente por la derecha del río Guadalquivir al final de su tramo medio, desarrolla una cuenca de drenaje localizada entre las estribaciones de Sierra Morena y la Depresión del Guadalquivir, a unos 50 km al Oeste de Córdoba (Fig. 1). Su cuenca, próxima a 2000 km² de superficie, se caracteriza por una precipitación media anual de 700 mm y un desnivel topográfico general de algo más de 520 m, con una red incidida sobre la topografía general de la Sierra. Con una longitud de algo más de 119 km y una pendiente media de 0.0043 configura un valle de dirección predominantemente hercínica (NW-SE) hasta Hornachuelos, para tomar dirección N-S al entrar en la cuenca neógena del Guadalquivir.

Este valle queda fragmentado por la presencia de tres embalses, el del Cabril con una capacidad de 0.031 hm³ situado en el tramo alto del río, el del Bembézar con 342 hm³ de capacidad, en el tramo medio y por último el de Hornachuelos, con una capacidad de 12 hm³, en el tramo final de la cuenca , a escasos 10 km de la confluencia con el Guadalquivir. A ellos se le unen el embalse de Azuaga con 0.54 hm³ y el de Guaditoca con 0.95 hm³, situados en la cuenca alta del Bembézar, concretamente en los arroyo Sotillos y Guaditoca, respectivamente, ambos afluentes por la derecha del río Bembézar.

El objetivo de este trabajo es aportar algunas claves sobre la alteración que el sistema de embalses Bembézar-Hornachuelos infiere al comportamiento hidromorfológico del río en su tramo bajo. De forma complementaria, se aborda la definición del estado ecológico y el seguimiento que lleva a cabo el Organismo de cuenca en esta masa de agua.

El análisis hidrológico se realiza a partir de los datos de caudal del río Bembézar facilitados por el Sistema Automático de Información Hidrológica (SAIH) del Guadalquivir (2000-2019) para los embalses del Bembézar (E37) y de Hornachuelos (E38), pese a considerarse datos no contrastados. En ambos casos, el sistema aporta datos tanto de aportación al embalse como de desembalse, diferenciándose, en el caso de Hornachuelos, el desembalse que se realiza directamente al río del que se destina para el riego. Este hecho permitirá una interpretación más acorde del comportamiento hidrológico del río, sobre todo en lo que respecta a su régimen fluvial y, en consecuencia, a los procesos hidrogeomorfológicos y ecosistémicos que de él puedan derivarse. Se desestiman, por tanto, los datos aportados por el Sistema de Información Anual de Aforos (SIAA) para la cuenca del Bembézar, por no disponer de caudales diferenciados al río en el embalse de Hornachuelos.

La ubicación de ambos embalses en el tramo medio del río permitirá analizar el grado de influencia que la gestión infiere en el comportamiento natural del río Bembézar. Así, aguas arriba del embalse del Bembézar, el comportamiento hidrológico registrado por el río obedece a parámetros naturales para una cuenca de drenaje de 1655 km² (el 83 % de la cuenca total); si tenemos en cuenta que los embalses de Azuaga y Cabril no alcanzan el 0.6 hm³ de capacidad y no ejercen regulación alguna (García Martínez y Ruíz Miranda, 2017). Mientras, aguas abajo de Hornachuelos, y hasta su confluencia con el Guadalquivir, el comportamiento hidrológico del río Bembézar dependerá de la gestión del sistema de embalses.

Para el análisis estadístico de las series de caudal se utiliza el programa AnClim versión 5.025 (Stepánek, 2003) que, junto a la descripción de las series, evalúa la normalidad y homogeneidad de éstas mediante las pruebas de Chi Cuadrado o de Kolmogorov-Smirnov, y Von Neuman, Mann-Kendall o Sperman, respectivamente. Se identifican en cada caso la bondad de ajuste para distintos niveles de significación. En este caso, y aunque algunos autores desconfíen de cualquier aproximación que implique asunciones de normalidad de la serie mediante test de carácter no paramétricos (Aguilar et al., 2002 cfr. Sneyers, 2002), no se utilizarán técnicas absolutas de homogeneización al no contar con una serie lo suficientemente larga que incluya condiciones hidrológicas pre y post embalse, y en la que poder identificar cambios estadísticos en las series.

Teniendo esto último en consideración, y atendiendo a que el caudal modular se ajusta a una distribución normal en condiciones naturales, los posibles cambios en la distribución de los datos del caudal modular pueden ser también un indicador de que el comportamiento hidrológico de un determinado río no obedezca a condiciones estrictamente naturales (García Martínez, 2016). En este caso, la variabilidad interanual se interpreta a partir de la representación de los valores estandarizados de la serie, aportando bastante información del comportamiento anual del caudal en condiciones naturales (tramo alto) y derivada de la gestión del sistema de embalses (tramo bajo). Este análisis temporal del caudal, junto con otros aspectos, puede ser clave en la interpretación, no sólo de la evolución hidrogeomorfológica de cauces (reducción de anchura, incisión, acumulación, etc.) y llanuras de inundación (funcionalidad hidrológica) para escalas temporales de decenas de años (Baena, 1998; García Martínez, 2016), sino también como respuesta a agentes antrópicos (Ollero et al., 2004; García Martínez et al., 2009; García Martínez, 2016; García Martínez y Ruiz Miranda, 2017).

El régimen fluvial, como modelo teórico de comportamiento hidrológico, muestra tanto el tipo de alimentación del caudal como la variabilidad estacional respecto al caudal modular de la serie (Remenieras, 1971). Esta variabilidad genera fuertes implicaciones geomorfológicas y ecosistémicas especialmente evidentes a nivel de morfología del cauce (Schumm, 1977) y sus riberas en años hidrológicamente diferentes (Martínez y Fernández Yuste, 2006 cfr. Arthington, 1997). Si tenemos en cuenta que la crecida es el fenómeno hidrológico con mayor capacidad morfogenética sobre el cauce y la llanura, que asegura los ciclos vitales de la vegetación riparia y, por tanto, la conectividad lateral del sistema (Bayley, 1991), el estudio de su variabilidad natural o posible laminación aportará claves para la definición de la calidad ecológica del río.

Por otro lado, los cambios en el patrón morfológico del río han sido definidos mediante la fotointerpretación del vuelo americano de 1956 (situación pre-embalse) y del vuelo de PNOA del año 2010 (situación post-embalse). A partir de la base cartográfica digital existente para cada momento, aportada por el servicio WMS de la REDIAM (Consejería de Medio Ambiente y Ordenación del Territorio, Junta de Andalucía) se realizan sendos esquemas geomorfológicos (programa ArcGis, 10.4.1) en el que quedan representados, en cada caso, el límite de la llanura de inundación natural y/o actual, cauces abandonados, canales de crecida, cauce ordinario, barras laterales y barras de canal.

La variabilidad interanual del comportamiento hidrológico natural (aportacion E37), reflejada en la curva de valores estandarizados (Fig. 2), muestra una alternancia general de años hidrológicamente secos y húmedos, interrumpida por el comportamiento extremo y atípico del año 2010. En el primer decenio se contabilizan dos años muy húmedos (percentil > 80, en 2001 y 2003) y dos años muy secos (percentil < 20, en 2005 y 2007). En el segundo, se contabiliza un solo año muy humedo (2013) y aumentan los muy secos, que a su vez se hacen más persistentes (2015, 2016, 2017 y 2019). Todo ello infiere un comportamiento irregular de río Bembézar definido por un coeficiente de irregularidad interanual de 77.7.

El comportamiento hidrológico que se desprende del valor estandarizado de los caudales desembalsados por el Bembézar (desembalse E37) mantiene, grosso modo, la misma variabilidad que aguas arriba del embalse (Fig. 2). Sólo se aprecia una cierta regularización del comportamiento en el año 2001 y sobre todo en el periodo comprendido entre 2005-2008 y 2014-2019. Por el contrario, el embalse del Bembézar no suaviza el comportamiento de los años muy húmedos de 2003, 2010 y 2013 (percentil > 90). En términos generales, la gestión del embalse genera una disminución del coeficiente de irregularidad interanual, que en este caso es de 21.7.

En cambio, el comportamiento hidrológico interanual del río Bembézar, aguas abajo de Hornachuelos (desembalse al río E38), ya no obedece a parámetros naturales (Fig.2). Las características estadísticas descritas en el apartado anterior se manifiestan, a nivel de variabilidad interanual, en una regulación absoluta del embalse durante el periodo 2000-2009 y 2014-2019, retrayendo al río de funcionalidad alguna durante dichos periodos. Por el contrario, se manifiesta incapaz de hacerlo en años expecialmente húmedos, como es el caso del año 2010 y 2013, ambos definidos como valores atípicos. Todo ello se traduce en un incremento de la irregularidad interanual hasta un nivel máximo (∞) en el tramo bajo del río Bembézar. Este comportamiento recuerda al alcanzado en el río Rivera de Huelva, en la cuenca baja del Guadalquivir, con seis embalses y una capacidad de agua embalsada de 460 hm³ (García Martínez et al., 2009; García Martínez, 2016).

La configuración histórica del trazado del Bembézar en su tramo bajo ha respondido siempre a los cambios de su nivel de base, el Guadalquivir, tal y como queda puesto de manifiesto en la cartografía histórica consultada (Francisco Gozar, 1768; J.A. de Larramendi, 1819 y Mapa Topográfico Nacional, 1918). De esta manera, la dinámica lateral del Guadalquivir iniciada a finales del siglo XVIII culmina con un cambio en la confluencia del Bembézar algo más de 1,4 km al sur, en los primeros decenios del siglo XIX; consolidándose grosso modo en esa posición desde entonces y hasta la actualidad.

Sin embargo, desde la segunda mitad del siglo XX, los principales cambios hidromorfológicos y ecosistémicos que se detectan en el cauce y su llanura se derivan de la influencia del sistema de presas Bembézar-Hornachuelos. El seguimiento diacrónico del trazado del río Bembezar, en su tramo bajo (Fig. 5 y 6), en condiciones hidromorfológicas distintas, pre-embalses (año 1956) y post-embalses (año 2010) infiere cambios en la calidad del ecosistema fluvial.

Aguas abajo del embalse de Hornachuelos, el río permanece encajado en las calizas del Cámbrico hasta aproximadamente la confluencia del río Guadalcarejo, afluente del Bembézar por su margen izquierda (Fig. 5). A partir de entonces, el río deserrolla una llanura de inundación prácticamente homogénea en anchura (con una anchura máxima superior a 600 m) que se extiende hasta la confluencia del arroyo Agualora. En su tramo final, ésta se estrecha hasta un 75% como consecuencia del encajamiento del río en las terrazas bajas del Guadalquivir.

En este contexto, el trazado del río para mediados del siglo XX queda configurado por un cauce ordinario ancho (± 400 m) y poco profundo, con proliferación de barras de cauce y canales de crecida, especialmente reconocibles aguas abajo y aguas arriba de las confluencias de los arroyos Guadalcarejo y Agualora respectivamente; describiendo en ambos tramos un patrón morfológico de tipo trenzado. Entre ellos, y pese a ser reconocible en la llanura signos evidentes de este modelo, el río configura un cauce ordinario más estrecho (± 80 m), con menor presencia de barras y algo más sinuoso. Por su parte, el tramo de desembocadura, encajado en la llanura aluvial del Guadalquivir, conforma un cauce ordinario con una anchura media de 100 m y presencia de barras laterales al cauce.

Con la construcción del sistema de presas Bembézar-Hornachuelos en la década de los sesenta se interrumpe el tránsito sedimentario de carga grosera desde el tramo alto, lo que se traduce en una reducción de la anchura del cauce ordinario (53%) en el tramo bajo del río Bembézar en 2010 (Fig. 6), con menor presencia de barras centrales y laterales en el cauce (post-embalse). Asimismo, la disminución del volumen de caudal circulante (superior al 58%), la modificación del comportamiento estacional a más extremo, con un incremento de la irregularidad superior a 985%; y las tareas de desembalses de “aguas limpias” en años hidrológicamente húmedos generan incisión en el lecho y acorazamiento aguas abajo de la presa de Hornachuelos. Esto se traduce en un cambio del patrón morfológico del río para comienzos del siglo XXI, caracterizado por un único cauce más estrecho (± 52 m de anchura media), sinuoso e incidido en su llanura (> 3 m en el puente mirador).

Ello conlleva pérdida de la calidad del ecosistema fluvial (Fig. 7). Por un lado, porque la incisión progresiva del lecho junto al control antrópico de las crecidas ordinarias genera una ruptura de la conectividad lateral del cauce del Bembézar con su llanura de inundación; quedando su funcionalidad supeditada al régimen de caudal extraordinario, parcialmente laminado por las presas (Fig. 7A). La pérdida de funcionalidad ordinaria de la llanura de inundación, con el correspondiente descenso del nivel freático, y el incremento y persistencia de los meses de estiaje, ha generado una migración progresiva de la vegetación de ribera hacia el lecho para satisfacer sus necesidades hídricas. Esto lleva consigo la invasión del cauce ordinario y la obstaculización a la laminación de una hipotética crecida por desembalse (Fig. 7B). Este confinamiento de la vegetación de ribera a las márgenes del cauce se ve reforzada, más si cabe, por el avance de los cultivos de regadío que ocupan la totalidad de la llanura, especialmente en la margen derecha del río.

Por otro lado, la contabilización del número de días con un desembalse de 0 m³/s, en los últimos diez años (2698 días), determina que el río Bembézar no ha presentado funcionalidad hídrica en su tramo bajo el 66% de los días. En este sentido, la no implementación de un régimen de caudal ecológico, acorde con el régimen natural del río Bembézar, dificulta la conservación de los valores ecológicos propios del cauce y sus riberas en su tramo bajo. En ellas, roto el ciclo vital natural de la vegetación de ribera, empiezan a proliferar especies exóticas como el ailanto (Ailanthus altissima), el eucalipto (Eucalyptus) o la caña común (Arundo donax) que se adaptan mejor a unas condiciones hídricas más extremas, compitiendo así con las especies de ribera. También la eutrofización creciente de las aguas del río, como consecuencia de la escasa torrencialidad natural y la disminución de humedad de los suelos riparios, son clave en la expansión de esta flora invasora. En este sentido, las riberas han ido perdiendo el gradiente natural de su humedad ordinaria y las barras de gravas permeables han sido sustituidas por sedimentos arcillosos, por lo que la flora exótica ha ido creciendo también con mayor facilidad en las riberas.

Por tanto, modificada la funcionalidad del cauce del Bembézar y de su llanura de inundación actual, éste va perdiendo su condición de “río” para pasar a convertirse en un canal de desagüe del caudal en crecida extraordinaria. Mientras que la ausencia de caudal ecológico no sólo supone la degradación de las riberas del Bembézar, sino que trae consigo una merma de las funciones ecosistémicas, ambientales y paisajísticas del río. Asimismo, la intervención hidráulica sobre el río genera un cambio en la configuración del lecho del río Bembézar, que se adapta a las nuevas condiciones morfodinámicas para garantizar de manera óptima la evacuación del caudal ordinario y la carga transportada. Esto supone un cambio en el patrón morfológico fluvial que pasa de un modelo de cauce ancho, poco profundo y diversidad de barras y canales de crecida, a otro de cauce único, más estrecho, incidido y algo más sinuoso.

El sistema de embalses Bembézar-Hornachuelos trae consigo la alteración hidromorfológica del río Bembézar en su tramo bajo.

Junto al descenso en un 58% del caudal circulante por el cauce, éste ve incrementada su heterogeneidad adquiriendo protagonismo los comportamientos extremos y atípicos, y apreciándose signos de no aleatoriedad en la variabilidad del caudal. Su variabilidad interanual refuerza el comportamiento funcional del río sólo en años muy húmedos, en los que el sistema de embalses infiere cierta incapacidad de regulación en crecidas extraordinarias. Orientado a satisfacer las necesidades hídricas de las explotaciones de regadío, el embalse del Bembézar invierte el régimen fluvial natural del río, extremándose su estacionalidad aguas abajo del embalse de Hornachuelos, con hasta siete meses de aguas bajas y estiajes acusados, con el 66% de los días sin desembalses al río (0m³/s).

Este modelo de comportamiento se observa grosso modo en otros ríos del ámbito mediterráneo como es el caso de los ríos Ebro, Júcar y Segura entre otros (Frutos et al., 2004; López Bermúdez, 2004; Gil Olcina, 2006). Sin embargo, sobre la pérdida de aleatoriedad en el comportamiento interanual imputable a esta regulación, sólo encontramos las aproximaciones al análisis de la homogeneidad de las series de caudales en el bajo Guadalquivir (García Martínez, 2016), mediante técnicas absolutas de homogeneización consistente en la búsqueda de cambios en los estadísticos de las series analizas. En el caso del Bembézar debemos aludir una vez más, al carácter aproximativo de este tipo de análisis mediante test de carácter no paramétricos, al no contar con una serie lo suficientemente larga que incluya condiciones hidrológicas pre y post embalse.

Esta desnaturalización hidrológica conlleva la alteración del patrón morfológico del tramo bajo del Bembézar, similar al de otros ríos peninsulares (Ollero et al., 2004; Conesa y Pérez, 2014; Baena et al., 2019; Talavera y Sánchez, 2019). El control hidrológico junto con la interrupción del tránsito sedimentario determina el déficit sedimentario en el cauce actual, reajustándose este desequilibrio dinámico con una progresiva tendencia a la incisión, el estrechamiento del cauce y al acorazamiento del lecho aguas abajo del embalse de Hornachuelos. Esto se traduce en la configuración actual de un cauce único más estrecho e incidido respecto a una llanura de inundación que queda colgada, en la actualidad, respecto a la variabilidad del caudal ordinario y a su nivel freático.

Esto supone una ruptura de la conectividad lateral del cauce con su llanura de inundación, que funciona sólo en años hidrológicamente húmedos, cuando el sistema de embalses es incapaz de retener las crecidas extraordinarias. Por tanto, el sistema de presas modifica la funcionalidad del cauce del Bembézar y de su llanura de inundación perdiendo la condición de “río” para transformarse en un canal de desagüe del caudal en crecida extraordinaria.

Por su parte, las riberas, alterada la variabilidad estacional del régimen hidrológico y del caudal ecológico del río, experimentan la merma de sus funciones ecosistémicas, ambientales y paisajísticas, mediante la invasión de especies alóctonas y una migración progresiva hacia el cauce; lo que aporta una mayor rugosidad al lecho y una mayor turbulencia en la evacuación del caudal de crecida.

Pese a ello, la catalogación que se hace del estado morfológico para esta masa de agua, en el primer ciclo hidrológico (2009-2015) es de bueno (Tabla 2), siendo el estado biológico y físico-químico malo y muy bueno, respectivamente (Plan Hidrológico del Guadalquivir, primer ciclo). Como consecuencia, el estado ecológico de esta masa de agua fue catalogado como malo, imperando los parámetros biológicos por encima del resto, con la previsión de buen potencial ecológico para 2015.

A este respecto, si bien es cierto que la variable hidrogeomorfológica tiene un menor peso específico en la calificación final del estado ecológico de las masas de agua, no es menos cierto que esta variable es esencial a la hora de poder definir el estado de la misma. Así se puso de manifiesto con la entrada en vigor de la Directiva Marco de Agua (2000/60/CE), ofreciendo una nueva perspectiva para la conservación y ordenación de los sistemas fluviales basada en la necesidad de aplicar las medidas necesarias para prevenir el deterioro del estado de las aguas superficiales, así como proteger, mejorar y regenerar todas las masas de agua.

Sin embargo, el grado de valoración de esta componente hidrogeomorfológica ha sido muy distinto de unas demarcaciones a otras. En el caso de la demarcación del Guadalquivir, los indicadores hidrogeomorfológicos ¹ (Extracción, QBR, IHF, CBRf) se circunscriben casi exclusivamente al estado de la vegetación de ribera, sin que se analicen en ningún caso, parámetros morfohidrológicos de los que se derive la caracterización, alteración y/o calidad hidromorfológica de los cauces y las riberas de manera correcta. Ello explicaría que el tramo bajo del río Bembézar fuese catalogado en el primer ciclo hidrológico (2009-2015) con un estado morfológico bueno. La catalogación de bueno que se le otorga al índice de extracciones indicaría, según esta valoración, una escasa alteración del comportamiento hidrológico del río aguas abajo de la presa de Hornachuelos. Por otro lado, el seguimiento del estado ecológico que se hace de esta masa de agua en el siguiente ciclo de planificación (2015-2020), si bien es cierto que mejora la evolución del seguimiento a lo largo de este ciclo, el estado ecológico del Plan no mejora. Así, lejos de alcanzar la previsión de buen potencial ecológico para 2015, la masa de agua aguas abajo del embalse de Hornachuelos presenta una calificación peor que bueno en 2018.

Entre las propuestas de mejora para la consecución de los objetivos ambientales el plan incluía un proyecto de “Restauración ambiental del tramo bajo del rio Bembézar y su entorno fluvial” (Plan Hidrológico, primer ciclo hidrológico, Anejo 10) incluido en la Estrategia Nacional de restauración de ríos (https://www.miteco.gob.es/es/agua). Este tipo de actuaciones dirigidas fundamentalmente a la retirada de vegetación muerta, residuos sólidos y eliminación de la vegetación exótica e invasora, asociada por otro lado a la desnaturalización hidrológica provocada por el sistema de embalses; se suma a las ya proyectadas por la Confederación del Guadalquivir en su “Plan de limpieza de cauces y arroyos”. Así, lo que en principio pudiera considerarse como una gran inversión en materia de conservación y mantenimiento de cauces, persigue en realidad una mejora de la eficiencia hidráulica mediante el aumento de la sección de desagüe y la reducción de la rugosidad de los cauces para minimizar el problema de inundaciones asociados a desembalses rápidos. Para ello, se modifica la morfología del cauce, se elimina la vegetación viva y el efecto regulador que tiene en el funcionamiento de los ríos y se extrae la madera muerta, empobreciendo ecológicamente las riberas.

Estas prácticas muy cuestionadas, tanto desde la óptica de la dinámica fluvial como desde la aplicación de la normativa europea (Cabrero Rodríguez y Magdaleno Mas, 2015), lejos de mejorar la calidad ecológica del tramo bajo del Bembézar, puede llevar asociados la reactivación de procesos de erosión lateral, incisión en el lecho, inhibición de procesos morfodinámicos, o la destrucción de vegetación de ribera y hábitats, tal y como se desprende de otros trabajos (Ollero, 2013; Herrera Grau, 2014; Cabrero Rodríguez y Magdaleno Mas, 2015); agravando así la alteración hidrogeomorfológica vinculada al sistema de embalses.

Con todo, veinte años después de la entrada en vigor de la DMA se hace más necesario que nunca la incorporación de mecanismos de evaluación hidromorfológica específicos, claros y contrastables en la definición del estado ecológico de los ríos de la demarcación del Guadalquivir. La aplicación de métodos como el Índice Hidrogeomorfológico (IHG) (Ollero et al., 2008) o el Morphological Quality Index (MQI) y su nueva extensión Hydro-Morphological Quality Index (HMQI) (Rinaldi et al, 2013; Rinaldi et al., 2017) están dando buenos resultados tanto en la cuenca del río Ebro (Ollero et al., 2008) como en el propio Guadalquivir (Rinaldi et al., 2018; Rinaldi et al., 2020). Sin embargo, el Ministerio para la Transición Ecológica parece apostar por el Protocolo de caracterización hidromorfológica (MITECO, 2019), una revisión mejorada del Protocolo de 2015. Su aplicación podría ser de obligado cumplimiento en el tercer ciclo de planificación hidrológica (2021-2027), en el que afloran como temas importantes las alteraciones hidromorfológicas y la implantación del régimen de caudales ecológicos. La aplicación de este Protocolo por los Organismos de cuenca en los próximos años, además de poner de manifiesto la viabilidad del mismo para la definición de la calidad ecológica de los ríos, abriría un nuevo horizonte algo más esperanzador en la gestión fluvial.