Aves y Parques Eolicos

AVES Y PARQUES EÓLICOSVALORACIÓN DEL RIESGO Y ATENUANTES

Varios autores

Manuela de Lucas, Guyonne F.E. Janss and Miguel Ferrer

(Editores)


Varios autores


(Editores)



Publicado por Quercus, 2009


Editores: Manuela de Lucas, Guyonne F.E. Janss and Miguel Ferrer

Autores: José Meseguer. PrólogoVincenzo Penteriani. De los molinos de Don Quijote a los parques eólicos: la pescadilla que semuerde la colaCarl. G. Thelander y K. Shawn Smallwood. Altamont Pass: un ejemplo de los efectos de los par-ques eólicos sobre las aves E.S. Lawrence, S. Painter y B. Little. Respuesta de las aves al parque eólico del puerto de Blyth,Northumberland, Reino UnidoE.W.M. Stienen, V. Waeyenberge, E. Kuijken y J. Seys. Atrapados en el corredor del Mar del Nor-te meridional: el potencial impacto de los parques eólico offshore sobre las aves marinasD. Sterner, S. Orloff y L. Spiegel. Investigación sobre la colisión con aerogeneradores en EstadosUnidosM.L. Morrison, K.C. Sinclair y C.G. Thelander. Protocolo de muestreo para estudiar la influenciade los parques eólicos sobre las aves y otros animalesD. Strickland, W. Erickson, D. Young y G. Johnson. Selección de diseños de estudio para evaluarel efecto de la energía eólica sobre las avesS. Percival. Predecir los efectos de los parques eólicos sobre las aves en el Reino Unido: el des-arrollo de un método de evaluación objetivoK.F. Higgins, R.G. Osborn y D.E. Naugle. Efectos de las turbinas sobre las aves y los murciélagosen el Suroeste de Minnesota (Estados Unidos)J.M. Lekuona y Carmen Ursúa. Mortalidad de aves en parques eólicos de Navarra (norte de España)E. Meek. Parques eólicos en las Órcadas, Escocia: impacto ambiental, pasado, presente y futuroS. Dirksen, A.L. Spaans y J.V. d. Winden. Riesgo de colisión de patos buceadores de lagos coste-ros en parques eólicos semioffshore: un ejemplo ilustrativoM. de Lucas, G. Janss y M. Ferrer. Efectos de un parquet eólico sobre las aves en el Estrecho deGibraltarL. Barrios y A. Rodríguez. Patrones especiales y temporales de mortalidad de aves en dos parqueseólicos del sur de EspañaG.D. Johnson, M.D. Strickland, W.P. Erickson, D.P. Young JR. Uso de los datos para desarrollarmedidas correctoras del impacto sobre las aves provocado por la instalación de parques eólicosW. Band, M. Madders y D.P. Whitfield. Desarrollo de métodos de campo y de análisis para eva-luar el riesgo de colisión de las aves en parques eólicos

Autores cubierta: Luis Barrios y Manuela de LucasDiseño cubierta: Nilo Industria Gráfica, S.A.Revisión final: Manuela de Lucas y Teresa VicettoRevisión final (español): Giulia CremaCoordinación editorial: Teresa VicettoCoordinación impresión: Inés Rico Primera edición © 2008 Servicios Informativos Ambientales S.L.Patrocinados por ECOTÈCNIA, Fundación MIGRES y Asociación Eólica de TarifaISBN: 978-84-87610-19-6D.L.: FALTA

AGRADECIMIENTOS

La idea de editar un libro sobre aves y parques eólicos nació hace ya másde cinco años. Nuestra intención era, y sigue siendo hoy en día, dar a conocerlos aspectos básicos de la relación entre las aves y los quirópteros con los par-ques eólicos. Con este objetivo solicitamos la colaboración de numerosos ex-pertos en el tema, procedentes de diversos países, en forma de capítulos en losque narraran sus propias experiencias en este tema. Todos ellos mostraron unenorme entusiasmo que, creemos, ha quedado plasmado en la redacción de loscapítulos.

Por esto, queremos expresar nuestra más sincera gratitud hacia todos ellos porsu cooperación y paciencia, sin las cuales este libro no habría podido concluirse.

ÍNDICE

PRÓLOGO ..................................................................................................................................................................... 17

José Meseguer

INTRODUCCIÓN

De los molinos de Don Quijote a los parques eólicos: la pescadilla que se muerde la cola ........................................................................................... 21

Vincenzo Penteriani

CAPÍTULO 1

Altamont Pass: un ejemplo de los efectos de los parques eólicos sobre las aves ...................................................................................................................................................... 25

Carl G. Thelander, K. Shawn Smallwood

CAPÍTULO 2

Respuesta de las aves al parque eólico del puerto de Blyth, Northumberland, Reino Unido ...................................................................................................... 49

E.S. Lawrence, S. Painter y B. Little

CAPÍTULO 3

Atrapados en el corredor del Mar del Norte meridional: el potencial impacto de los parques eólico sobre las aves marinas ....... 73

E.W.M. Stienen, V. Waeyenberge, E. Kuijken y J. Seys

CAPÍTULO 4

Investigación sobre la colisión con aerogeneradores en Estados Unidos ........................................................................................................................................... 83

D. Sterner, S. Orloff y L. Spiegel

CAPÍTULO 5

Protocolo de muestreo para estudiar la influencia delos parques eólicos sobre las aves y otros animales ............................................... 105

M.L. Morrison, K.C. Sinclair y C.G. Thelander

CAPÍTULO 6

Selección de diseños de estudio para evaluar el efecto de la energía eólica sobre las aves.............................................................................. 123

D. Strickland, W. Erickson, D. Young y G. Johnson

CAPÍTULO 7

Predecir los efectos de los parques eólicos sobre las aves en elReino Unido: el desarrollo de un método de evaluación objetivo .......... 145

S. Percival

CAPÍTULO 8

Efectos de las turbinas sobre las aves y los murciélagosen el Suroeste de Minnesota (Estados Unidos).............................................................. 163

K.F. Higgins, R.G. Osborn y D.E. Naugle

CAPÍTULO 9

Mortalidad de aves en parques eólicos de Navarra (norte de España) .......................................................................................................... 187

J.M. Lekuona y Carmen Ursúa

CAPÍTULO 10

Parques eólicos en las Órcadas, Escocia: impacto ambiental, pasado, presente y futuro ............................................................. 203

E. Meek

CAPÍTULO 11

Riesgo de colisión de patos buceadores de lagos costerosen parques eólicos semi-marinos: un ejemplo ilustrativo ................................ 211

S. Dirksen, A.L. Spaans y J.V. d. Winden

CAPÍTULO 12

Efectos de un parque eólico sobre las aves en el Estrechode Gibraltar............................................................................................................................................................ 231

M. de Lucas, G. Janss y M. Ferrer

CAPÍTULO 13

Patrones especiales y temporales de mortalidad de aves en dos parques eólicos del sur de España ........................................................................... 241

L. Barrios y A. Rodríguez

CAPÍTULO 14

Uso de los datos para desarrollar medidas correctoras del impactosobre las aves provocado por la instalación de parques eólicos................ 255

G.D. Johnson, M.D. Strickland, W.P. Erickson, D.P. Young JR

CAPÍTULO 15

Desarrollo de métodos de campo y de análisis para evaluarel riesgo de colisión de las aves en parques eólicos .................................................. 273

W. Band, M. Madders y D.P. Whitfield

PRÓLOGO

JOSÉ MESEGUERInstituto Universitario “Ignacio da Riva”,

Escuela Superior de Ingenieros Aeronáuticos,Universidad Politécnica de Madrid,

Madrid, España

El viento es una de las fuentes de energía más antiguas. En Oriente Mediohace unos cinco mil años ya se usaba la energía procedente del viento para pro-pulsar las barcazas. A partir de estos inicios, se fueron desarrollando máquinascapaces de transformar la energía eólica, siendo el caso más llamativo, el de losmolinos de viento utilizados para moler cereales o las bombas de desagüe. Losparques eólicos empezaron a aparecer en el siglo VII con los musulmanes, quefueron expandiéndolos por Europa.

Desde hace décadas, los molinos forman parte del paisaje en todo el mun-do, y parecen estar en equilibrio con la vida en sus alrededores. Probablemen-te este equilibrio se ha alcanzado de forma natural, puesto que los diseños an-tiguos de parques eólicos estaban fuertemente limitados tanto por losconocimientos biológicos como técnicos. Esta situación ha permanecido inal-terada históricamente hasta muy recientemente, cuando las mejoras tecnológi-cas basadas en el desarrollo de nuevos materiales y un mejor conocimiento dela aerodinámica de los aerogeneradores, han permitido el diseño y la construc-ción de nuevas máquinas con mayores dimensiones y altas eficiencias en la ge-neración de energía eléctrica. Las razones de este tardío desarrollo pueden en-contrarse en la previa pérdida de materiales capaces de resistir la gran carga delos nuevos diseños y, en la ausencia del conocimiento científico sobre la inter-acción entre el viento y los cuerpos sólidos (en particular, las aspas de los ae-rogeneradores en movimiento).

Para completar la descripción de la situación tecnológica actual concer-niente a la energía eólica, hay que tener en cuenta que el aumento en el con-sumo energético per cápita ha crecido en paralelo a la disponibilidad de sis-temas baratos y eficientes en la distribución de la energía, que queda patentepor el gran uso de la electricidad durante el siglo XX. Así, el consumo deenergía per cápita es hoy en día una orden de magnitud mayor que en el si-glo anterior.

El crecimiento en la demanda de energía, junto con el sentimiento de quenuestro planeta es un ecosistema en un delicado equilibrio, ha conducido a labúsqueda de nuevos mecanismos de generación de energía que preserve esteequilibrio. Por eso, además del gran consumo de combustibles fósiles y nucle-ares (cada uno de ellos con sus ventajas y desventajas), el uso de las llamadasenergías renovables está creciendo exponencialmente, siendo la energía eólicauna de ellas.

La energía eólica, como fuente de generación eléctrica, es relativamentenueva. Hace unas décadas, la tecnología de los aerogeneradores estaba aún enfase experimental: algunos pequeños aerogeneradores eléctricos eran usados enáreas rurales de EE.UU. hasta los años 20; y los prototipos de grandes máqui-nas fueron construidos en los años 40. Desde entonces, la energía eólica ha ex-perimentado el crecimiento más rápido en el mundo como fuente de energíaeléctrica.

Obviamente, la energía eólica no está libre de problemas, aunque son pe-queños cuando los comparamos con los asociados con otros tipos de energía.Los aerogeneradores pueden afectar negativamente a la fauna de sus alrededo-res, principalmente a las aves. La razón de los impactos negativos puede de-berse no sólo al espectacular aumento en el número de aerogeneradores (en laactualidad hay centenares de aerogeneradores de gran tamaño instalados en Es-paña), sino también a la continua mejora del diseño de aerogeneradores, ac-tualmente con palas que exceden de 25 m. Las velocidades de rotación son re-lativamente altas (típicamente 30 rpm en una máquina de 600 kW), al igual quela velocidad en la punta de las palas (un valor típico es 80 m/s). A estas altasvelocidades, las aves tienen poca o nula posibilidad de supervivencia despuésde una colisión con las palas en movimiento de los aerogeneradores. Otros im-pactos negativos, que no afectan directamente a las aves, son el impacto visualy acústico, junto con la pérdida de hábitat, que pueden llegar a ser más impor-tantes que la mortalidad directa.

Consecuentemente, a pesar de las ventajas de la energía eólica cuando secompara con otras fuentes de energías más clásicas, basadas en el consumo decombustibles fósiles o nucleares, la energía eólica tiene sus propias desventa-jas (aunque ha sido y es considerada una fuente limpia de energía, con peque-ño impacto ambiental). Los parques eólicos y las infraestructuras asociadas(principalmente líneas eléctricas de evacuación) son una fuente potencial de ac-cidentes para las aves que vuelan cerca de ellas. Este impacto negativo puedeser trágico en el caso de especies protegidas con poblaciones de reducido ta-maño.

Este problema es algo nuevo, al igual que la utilización de los grandes ae-rogeneradores. El conocimiento de la interacción entre las aves y los parqueseólicos, y las soluciones a potenciales problemas de compatibilidad, son toda-vía escasos y limitados. El uso de la energía eólica es un objetivo en la políti-ca energética de muchos países, y esta energía está ampliamente aceptada co-mo una fuente de energía sin apenas problemas ambientales insuperablesasociados, al contrario que otros tipos de fuentes de energía más clásicas. Sinembargo, el uso de los aerogeneradores tiene un coste ecológico que debe sermedido, por ejemplo, como el número de aves muertas por colisión con las pa-las, además de otros impactos sobre la estética del paisaje. Este coste es objetode controversia, pero no hay duda de que su reducción debería ser uno de losobjetivos de la política sobre energía eólica.

Una de las ideas que surgen cuando se revisa la información sobre energíaeólica, es la existencia de dos comunidades con intereses opuestos. Una de es-

18 Aves y parques eólicos

tas comunidades está compuesta por gente relacionada con la tecnología de losaerogeneradores y su industria (incluyendo los propietarios de las zonas dondese instalan los parques eólicos). La otra comunidad engloba a la gente relacio-nada con la preservación del medio ambiente. Por fortuna, los hechos no sontan extremos, y aunque existe alguna polarización, todas las partes involucra-das son conscientes de la necesidad de acuerdos entre los diferentes puntos devista; el esfuerzo para alcanzar este acuerdo aumenta día a día.

La minimización del impacto negativo de los parques eólicos sobre las aveses una formidable tarea que requiere combinar esfuerzos de diferentes campos.Es esencial aumentar el conocimiento sobre la aerodinámica de las aves, así co-mo sobre el comportamiento de vuelo tanto en ambientes sin aerogeneradorescomo en sus proximidades. Necesitamos establecer claros criterios concernien-tes a cómo las aves usan todos los recursos aerodinámicos proporcionados porlas corrientes de viento que optimizan sus caminos de vuelo. Para mantener elimpacto de los aerogeneradores sobre las aves en unos límites razonables, tan-to este conocimiento como información de otros factores relevantes, deben serincorporados en el proceso de diseño de los parques eólicos. El acuerdo y la co-operación entre todas las partes implicadas, principalmente biólogos e ingenie-ros, para afrontar juntos los diferentes aspectos de este problema, aumenta ca-da día, y no debemos prescindir de esfuerzos para acelerar esta colaboración.Un buen ejemplo en esta dirección es la publicación de este libro.

Aves y parques eólicos 19

Introducción

DE LOS MOLINOS DE DON QUIJOTE A LOS PARQUESEÓLICOS: LA PESCADILLA QUE SE MUERDE

LA COLA

VINCENZO PENTERIANIEstación Biológica de Doñana,

Consejo Superior de Investigaciones CientíficasAvda. Mª Luisa s/n. Pabellón de Perú, Sevilla, España.

“En esto, descubrieron treinta o cuarenta molinos de viento que estaban enel llano; y tan pronto como Don Quijote los vio, dijo a su escudero: “la fortu-na nos sonríe mejor de lo que acertáramos a desear, porque ves allí amigo San-cho Panza, donde se descubren treinta o más desaforados gigantes con quienpienso hacer batalla y quitarles a todos las vidas, con cuyos despojos comen-zaremos a enriquecer; que ésta es buena guerra, y es gran servicio de Dios qui-tar tan mala simiente de sobre la faz de la tierra”.

De esta manera, en la versión de John Ormsby, se inicia el capítulo VIII deDon Quijote de la Mancha, titulado “Del buen suceso que el valeroso Don Qui-jote tuvo en la espantable y jamás imaginada aventura de los molinos de vien-to, con otros sucesos dignos de feliz recordatorio”, el libro más famoso de Mi-guel de Cervantes, publicado en 1605.

Parece que los humanos y las instalaciones eólicas siempre han estado enconflicto. En nuestro mundo actual caracterizado por el cambio climático, lasalteraciones en la capa de ozono, el aumento en los índices de contaminación,la deforestación de los últimos bosques vírgenes, los mayores índices de extin-ción de especies jamás recordados y la pérdida de biodiversidad, la explotaciónde las energías renovables se ha convertido en uno de los principales temas enel campo de la conservación aplicada. Sin embargo, todas las elecciones tienenun precio. Millones de aves murieron electrocutadas en las líneas eléctricas an-tes de que conociéramos su amenaza sobre las poblaciones de aves. Basándo-nos en la experiencia de los tendidos eléctricos, deberíamos intentar prevenirefectos similares sobre las poblaciones de aves al considerar, de antemano,cualquier daño potencial provocado por el desarrollo de la energía eólica. Así,a pesar de ser considerada como una de las fuentes renovables de energía me-nos contaminante, la energía eólica puede representar una amenaza para la avi-fauna. El lector debe tener en cuenta este hecho. El desarrollo de la energía eó-lica está aún en estados iniciales, y antes de poder aseverar el potencial impactonegativo sobre las poblaciones de aves en base a docenas de años de muertesde aves, Manuela de Lucas, Guyonne Janss y Miguel Ferrer decidieron reunir


y divulgar la experiencia y el conocimiento de los principales expertos en estenuevo campo de investigación.

El resultado es el presente compendio de múltiples experiencias sobre losefectos de los parques eólicos sobre las aves. A lo largo de los 15 capítulos queforman este libro, se dan las herramientas para entender mejor el impacto de losparques eólicos sobre la avifauna (y también, con ciertas similitudes, en mur-ciélagos), permitiéndonos encauzar futuras investigaciones y ayudando a miti-gar los efectos negativos de las parques eólicos.

La experiencia de cinco países europeos y de los Estados Unidos (con casosespecíficos en Minesota y California) guía al lector a través de la aparición ydel desarrollo de los parques eólicos en el mundo, así como las primeras evi-dencias de sus impactos sobre las aves.

Los capítulos presentan diferentes enfoques especialmente recogidos parailustrar la diversidad de este nuevo fenómeno:● Cinco estudios específicos sobre el impacto de los parques eólicos presen-

tados por S. Dirksen, A. L. Spaans y J. Van der Widen (Holanda), W. Band,M. Madres and D. P. Whitfield (Escocia), E. W. M. Stienen, J. Seys, J. VanWaeyenberge y E. Kuijken (extremo sur del Mar del Norte), y K. F. Higgins,R. G. Osborn y D. E. Naugle (EE.UU.).

● Tres experiencias españolas sobre el impacto de los parques eólicos descri-tas por L. Barrios y A. Rodríguez, J. Lekuona y C. Ursúa, y M. de Lucas, G.Janss y M. Ferrer.

● Una síntesis de cómo se ha recogido la información en diferentes formas ypaíses por E. M. Meek (Escocia), G. D. Johnson, M. D. Strickland, W. P.Erickson y D. P. Young Jr. (EE.UU.), y D. Sterner, S: Orloff y L. Spiegel(EE.UU.).

● Tres capítulos metodológicos escritos por S. M. Percival (Gran Bretaña), D.Strickland, W. Erickson, D. Young y G. Johnson (EE.UU.), y M. L. Morri-son, K.C. Sinclair y C. G. Thelander (EE.UU.).

● La historia de las consecuencias de la construcción de un parque eólico enCalifornia presentada por C. G. Thelander y K. S. Smallwood (EE.UU.).En realidad, el origen del problema parece muy simple: las aves y los seres

humanos competimos por el mismo recurso eólico en aquellas áreas donde secrean las mejores corrientes de viento. Por ejemplo, muchos de los puntos másimportantes de paso migratorio de aves (como el Estrecho de Gibraltar y la zo-na meridional del Mar del Norte), también son áreas que presentan un alto po-tencial eólico.

Todos los autores están de acuerdo en que los problemas no tienen una so-lución fácil, especialmente porque hay muchos factores que contribuyen si-multáneamente a trasformar los aerogeneradores en potenciales barreras letalespara las aves. Desde este punto de vista, es esencial el conocimiento de los fac-tores reductores de la mortalidad de las aves y que deben ser tenidos en cuentaa la hora de construir un parque eólico.

En los diferentes capítulos se subraya que los parques eólicos no son peli-grosos per se, pero pueden volverse peligrosos a partir de la concurrencia si-


multánea de varios factores que obliguen a las aves a elegir una particular rutade vuelo. La topografía del lugar, la dirección y la fuerza de los vientos loca-les, las condiciones climáticas (por ejemplo, la visibilidad reducida por nieblapuede aumentar el riesgo de colisión) junto con las características del diseño delos aerogeneradores y su ubicación, son los factores más recurrentes para de-terminar la incidencia de la mortalidad por colisión con los aerogeneradores.Además, en la mayoría de los estudios presentados en este libro, se evidenciaque este tipo de mortalidad tiene componentes temporales, espaciales y taxo-nómicos. Particularmente importantes son los cambios en la mortalidad segúnlas estaciones del año, según la ubicación (por ejemplo en el mar, cumbre deuna montaña, corredor migratorio), según las especies (medianas y grandes vs.pequeño tamaño), según la dinámica de las poblaciones (especies migrantes vs.residentes) y según el tipo o el tiempo de la actividad de las aves (por ejemplomigraciones nocturnas, movimientos desde y hacia las áreas de alimentación).

Es importante considerar que, mientras que la mortalidad por los parqueseólicos parece ser un fenómeno esporádico, el número y el tamaño de los par-ques eólicos está aumentando. Además, en el caso de pequeñas poblaciones deaves o especies catalogadas en peligro que utilicen las cercanías de los parqueseólicos, bajos niveles de mortalidad asociada pueden conllevar un impacto ne-gativo en su supervivencia. Finalmente, como se enfatiza en algunos de los ca-pítulos de este libro, existe un impacto negativo indirecto de los parques eóli-cos, que es la reducción de las áreas de nidificación y alimentación, al evitar lasaves las inmediaciones de los parques eólicos por alteraciones del paisaje.

Hace más de 400 años que Don Quijote “arremetió a todo el galope de Ro-cinante y embistió con el primero molino que estaba delante; y, dándole unalanzada en el aspa, la volvió el viento con tanta furia que hizo la lanza pedazos,llevándose tras sí al caballo y al caballero, que fue rodando muy maltrecho porel campo”. Hoy las aves continúan siendo afectadas por los parques eólicos;una causa más de muerte recientemente adicionada a la ya larga lista de morta-lidad inducida por humanos. Este libro representa el primer testimonio globalde esta nueva amenaza para las aves: debemos tener la esperanza de que au-mente nuestro conocimiento sobre este problema, y que induzca el desarrollode medidas adecuadas para mitigar su impacto en un futuro cercano.


Capítulo 1

ALTAMONT PASS: UN EJEMPLO DE LOS EFECTOS DE LOS PARQUES EÓLICOS SOBRE LAS AVES

CARL G. THELANDERBioResource Consultants, P.O. Box 1539, Ojai, CA 9302, U.S.A.

K. SHAWN SMALLWOOD 3108 Finch Street Davis, CA 95616, U.S.A.

RESUMEN1

Las muertes de aves en el parque eólico de Altamont Pass (APWRA) hanperseguido a la industria eólica y han ensombrecido la percepción original dela opinión pública de que el viento podía ser considerado como una fuente deenergía renovable ambientalmente segura. El número total de aves muertas enAPWRA nunca será conocido con exactitud; informes recientes estiman en35.000 – 100.000 las aves, de unas 40 especies distintas, muertas en las dos úl-timas décadas (Orloff & Flannery 1992, 1996, Thelander et al. 2003, Smallwo-od & Thelander 2004, 2005). A pesar de estas cifras, no se han propuesto me-didas integrales de protección o programas de gestión con objeto de reducirsignificativamente las muertes, tras muchos años de investigaciones y de reco-nocimiento del problema2. ¿Cómo puede ocurrir esto cuando existe una legis-lación medioambiental que salvaguarda la protección de las aves? ¿Qué lec-ciones hemos aprendido con la experiencia de Altamont? Este capítulo revisala historia del parque eólico de Altamont Pass en lo relativo a sus efectos sobre

1 Nota del autor: desde que se escribió este capítulo en 2002, se han realizado muchos informestécnicos adicionales en este parque eólico sobre este tema. Los más importantes (Smallwood &Thelander 2004, Smallwood & Thelander 2005) presentan resúmenes detallados de lasinvestigaciones encargadas por la California Energy Commission y el National RenewableEnergy Laboratory, respectivamente. Los resultados específicos presentados en estos informesdeberían ser mencionados, en comparación con los presentados aquí. Pese a todo, este capítulopermanece fiel a la historia, a la importancia de la experiencia adquirida en AWPRA, y a lasrecomendaciones principales que se han derivada de la misma. Actualmente (julio 2006) estánen trámite varios litigios; Alameda County ha convocado un Comité Científico Revisor y seestán realizando seguimientos. Se cita una selección de referencias adicionales para aquelloslectores con interés en aprender más sobre el APWRA y los esfuerzos realizados para reducir lamortalidad de aves.

2 En 2005 se inició un programa experimental de desmantelamiento de determinadosaerogeneradores.

las aves, y resume algunos de los resultados de investigación más recientes ylas recomendaciones que de ellos se derivan para minimizar las muertes.

Mucha de la información disponible sobre APWRA son informes de proyec-tos. Desafortunadamente, los investigadores que han trabajado en APWRA hanpublicado pocos artículos en revistas científicas con revisores. Para este capí-tulo, hemos usado, siempre que ha sido posible, resultados publicados. No obs-tante, cuando ha sido necesario, hemos utilizado libremente información no pu-blicada, informes, e ideas producto de nuestra experiencia como investigadoresen APWRA, así como discusiones con personas familiarizadas con este tema.

Se puede obtener copia de los informes de investigación no publicados que secitan en este capítulo solicitándola al National Renewable Energy Laboratory(http://www.nrel.gov/wind/avian.html), en la página web de California EnergyCommission (CEC) (http://www.energy.co.gov), en http://www.NationalWind.org,y en el Richard R. Olendorff Memorial Library’s Raptor Information System(http://ris.wr.usgs.gov), o dirigiéndose directamente a los autores.

LA EXPLOTACIÓN DEL VIENTO EMPIEZA EN CALIFORNIA

Durante la década de 1980, en California caló la idea de convertir el vientoen energía eléctrica, especialmente a gran escala. El gobierno promulgó unasnormas de regulación, la Public Utility Regulatory Policies Act (PURPA), quecreó un mercado para la energía eólica y para otras fuentes de energías renova-bles. PURPA instó a empresas de titularidad pública para que adquirieran ener-gía generada por productores independientes. Los incentivos fiscales estatales yfederales provocaron una inyección de capital que propició un espectacular des-arrollo de esta fuente de energía alternativa. Tanto los consumidores como losambientalistas defendieron las perspectivas de esta fuente de energía abundan-te, fiable y “ambientalmente segura”.

Las dos grandes compañías suministradoras de energía del estado de Cali-fornia, Pacific Gas & Electric Company y Southern California Edison, pione-ras en sus intentos para aprovechar la energía del viento, comenzaron a investi-gar y a comprobar la viabilidad de operar sus propias instalaciones eólicas agran escala. Estos gigantes de la industria construyeron proyectos piloto, de ta-maño reducido en comparación con los actuales, y sus perspectivas de expan-sión resultaron alentadoras. Al mismo tiempo, pequeñas empresas eólicas co-menzaron a atraer a inversores ansiosos por participar en este nuevo negocio.Estas constructoras independientes rápidamente adquirieron los derechos deconstrucción de varios de los primeros parques eólicos de California. La rápidaconstrucción resultó en una mezcla de diseños de aerogeneradores y torres sal-picando el paisaje. A mediados de los años ochenta, las localizaciones óptimaspara el aprovechamiento eólico ya se habían identificado, y los derechos parainstalar parques eólicos en ellas ya tenían propietario. En consecuencia, Cali-fornia lideró el desarrollo de la energía eólica a nivel mundial a lo largo de esadécada. Los parques eólicos se emplazaron en amplias extensiones de terreno


abierto, de forma muy parecida a lo sucedido con las torres de perforación depetróleo durante los años 1930 y 1940. APWRA no era más que uno de estosparques eólicos.

A pesar de una serie de contratiempos económicos que ha experimentado laindustria eólica en California, APWRA aún mantiene la distinción de ser la ins-talación eólica más grande del mundo3. Esto ha supuesto un beneficio mixto pa-ra los diferentes operadores de la planta y para el cada vez mayor número departidarios de la energía eólica como una fuente de energía renovable y am-bientalmente segura.

Al comienzo, los partidarios de la energía eólica ponían a APWRA comoejemplo tangible de sus beneficios potenciales. No mucho después, comenzarona surgir preocupaciones sobre si la industria eólica podría expandirse sin causardaños significativos a las poblaciones de aves.

El descubrimiento gradual de un número alarmante de accidentes de aves enAPWRA moderó la imagen positiva que trataba de proyectar la industria y suconfianza en una larga trayectoria sin impacto ambiental. La etiqueta de asesi-nos de aves, adherida a los aerogeneradores, tanto si era merecida como si no,ha perseguido a los potenciales promotores de la energía eólica en práctica-mente todos los lugares de los EE.UU. donde intentaron implantarse.

La “experiencia de Altamont” ha generado dudas razonables en algunas per-sonas. Pero si esta experiencia ha tenido algo positivo, seguramente ha sido elhecho de poder aprender dónde situar y explotar las futuras grandes plantas eó-licas en sitios con aves.

CARACTERIZACIÓN DEL ÁREA DE ESTUDIO

Altamont Pass es una muesca poco llamativa entre la línea de crestas, nomuy distinta a otras de la región. A través de este puerto discurre una apaciblecarretera rural de dos carriles que une la región altamente tecnológica de la ba-hía de San Francisco, unos 80 km al oeste, a la California rural y agrícola delValle Central. En claro contraste con la carretera de Altamont Pass, la concurri-da autopista Interestatal 580 secciona el APWRA unas pocas millas más al sur.

La región de Altamont Pass se ubica en las Coast Range Mountains, una for-mación geológica modesta que en esta zona tiene más aspecto de colinas que demontañas. Se caracteriza por la presencia de numerosas sierras paralelas que seprolongan a lo largo del centro de California. Estas elevaciones tienen una alti-tud de 240-470 m sobre el nivel del mar.

Las suaves ondulaciones de APWRA carecen casi por completo de cobertu-ra arbolada y están cubiertas predominantemente por comunidades de pastosanuales no autóctonos y plantas anuales con flores que crecen durante los me-


3 En 2006 el estado de Tejas superó al de California en la capacidad eólica instalada (en términosde producción)

ses lluviosos, de enero a abril, y mueren a principio de junio. Aparte de la “ex-plotación del viento”, la cría de ganado vacuno constituye la primera actividadeconómica de la región.

Durante buena parte del periodo que va de abril a octubre, vientos constantesbarren la región de Altamont Pass. Son vientos marinos frescos procedentes de laBahía de San Francisco que circulan por los pasos de las colinas dirigiéndose ge-neralmente al este hacia el Valle Central. Este aire llena el vacío creado por la ele-vación de las masas de aire cálidas del interior. Son estos vientos de verano los quehacen que el APWRA sea tan productivo en energía eólica. Considerando el añoen su conjunto, los vientos locales tienden a ser más erráticos, y proceden de di-recciones muy diversas en respuesta a las variantes condiciones climáticas.

En los meses de mayor rendimiento energético, cuando se produce entre el70 y el 80% de la potencia anual total, la velocidad media del viento es de 25-45 km/h. Durante los meses de verano, la velocidad del viento es suficiente pa-ra que a media tarde comiencen a operar las turbinas, y va aumentando hacia elfinal de la tarde. Durante el invierno, la velocidad media del viento es de 15-25km/h. En esta época es típica la aparición de una espesa niebla, conocida local-mente como “tule fog”, que puede durar varios días consecutivos.

La propiedad de las tierras en APWRA es un mosaico de parcelas grandes ypequeñas sin límites lineales. APWRA abarca un área total de unos 150 km2. Enla mayoría de los casos, los promotores eólicos emplazan los aerogeneradoresen ranchos de propiedad privada, donde viven familias que han trabajado la tie-rra durante generaciones. Los propietarios de la tierra arriendan los derechos pa-ra desarrollar la energía eólica en su propiedad, y reciben a cambio una cuotafija y/o una parte de los beneficios.

Para explotar la energía eólica en APWRA se necesitan unos permisos de laadministración provincial. Las provincias de Alameda y Contra Costa son lasprincipales agencias que administran esos permisos. En conjunto, aprobaroninicialmente la instalación de hasta 8.200 aerogeneradores. La instalación co-menzó a inicios de los años ochenta, alcanzando el número máximo a finales deesa década. En 1993 había unos 7.300 aerogeneradores operando, el númeromás alto de turbinas operativas simultáneamente que se ha alcanzado. En 1998,este número se había reducido a unos 5.400 aerogeneradores operativos, conuna potencia conjunta de 580 megavatios. Este descenso en la producción ener-gética se debió a un largo periodo de desgaste y desidia desencadenado por losproblemas empresariales de Kenetech, la principal compañía del parque eólico,que supusieron el fracaso de su negocio y su bancarrota. Además, en 1985 seeliminaron los incentivos estatales y federales por inversiones privadas en losparques eólicos que habían generado gran parte del capital inicial para el des-arrollo de APWRA. Como consecuencia, durante diez años no se permitió lainstalación de nuevos aerogeneradores en APWRA (Alameda County 1998).

Dado el gran número de compañías operadoras y la gama de aerogenerado-res disponibles en el mercado a lo largo de los años, cada compañía instaló dis-tintos tipos de turbinas y torres. Sin embargo, hubo un diseño particular que seutilizó de forma generalizada. Se trata de una máquina de eje horizontal con tres


palas, montada sobre una torre de celosía metálica horizontal. Aproximada-mente el 70% de los aerogeneradores del parque eólico que funcionan actual-mente (2002) son de este tipo, mientras que el resto están montados en torrestubulares. En este capítulo no se ofrece un inventario exhaustivo de los dife-rentes tipos de aerogeneradores, pero es posible encontrarlo en una Evaluaciónde Impacto Ambiental redactada para una propuesta reciente de repotenciación(Alameda County 1998).

El parque eólico de Altamont Pass no es particularmente rico en fauna, debidoa la escasa diversidad de la comunidad vegetal y de tipos de cobertura, pero pre-senta unas cuantas excepciones dignas de mención. Los pastos albergan a un cáni-do en peligro de extinción, el zorro rojo de San Joaquín (Vulpes macrotis mutica).En las escasas marismas estacionales (y también en algunos estanques) habitan es-pecies catalogadas como sensibles en la región: la rana de patas rojas de Califor-nia (Rana aurora draytonii), la salamandra tigre de California (Ambystoma cali-forniense), la tortuga occidental de estanque (Clemmys marmorata) y dos especiesde camarones. Además, unas 15 especies de plantas con estatus especial puedenocupar potencialmente el área (Alameda County 1998).

Según las observaciones realizadas entre 1998 y 2000, se detectaron al me-nos 53 especies de aves dentro de APWRA (Thelander et al. 2003)4. Esta esti-ma conservativa del número de especies está basada únicamente en los datos to-mados en 1.859 conteos desde puntos, espaciados 30 minutos, realizados enparcelas de muestreo específicas que formaban parte de un proyecto de evalua-ción del riesgo para las aves. Es probable, entonces, que el número de especiesde aves que usan la zona sea mayor, dado que hasta el momento se ha estudia-do el área ocupada por menos del 25% de los aerogeneradores de APWRA.

Por BioResource Consultants.Parque eólico Altamont Pass en California.


4 Ver resultados actualizados en Smallwood & Thelander (2004, 2005).

Al visitar APWRA, un observador experimentado detectaría más especiesde rapaces que de paseriformes u otros tipos de aves. Sobre 5.283 observa-ciones de aves desde 21 parcelas, muestreadas desde marzo de 1998 hasta di-ciembre de 2000 (Thelander et al. 2003), las siguientes cinco especies fueronlas observadas con más frecuencia: el gavilán colirrojo (Buteo jamaicensis, n= 1.591), el jote de cabeza roja (Cathartes aura, n = 740), el cuervo (Corvuscorax, n = 667), el águila real (Aquila chrysaetos, n = 381), y el cernícaloamericano (Falco sparverius, n = 351). Las observaciones de estas cinco es-pecies de rapaces (n = 3.730) representan el 70% de todas las observacionesde aves.

El área presenta una o más poblaciones nidificantes de mochuelo de madri-guera (Athene cunicularia). La lechuza común (Tyto alba) y el búho americano(Bubo virginianus) también frecuentan esta zona, pero se desconoce su númerototal. Un vertedero cercano atrae a cientos de gaviotas (Larus spp.) a la región.La mayoría vuela a gran altura hacia y desde el vertedero, y raramente lo hacena la altura de los aerogeneradores. Estos datos son consistentes con el bajo nú-mero de gaviotas encontradas muertas cerca de los aerogeneradores.

El cernícalo americano, el halcón mejicano (Falco mexicanus) y el halcónperegrino (Falco peregrinus) aparecen en la región central de las Sierras Cos-teras durante todo el año, pero nidifican raramente o son migrantes accidenta-les. Entre 1998 y 2000 Thelander et al. (2003) encontraron muertos, en los ae-rogeneradores que muestrearon, 22 cernícalos americanos, ningún halcónperegrino y un halcón mejicano.

CONCIENCIACIÓN SOBRE EL PROBLEMADE LA MUERTE DE AVES EN APWRA

El desarrollo eólico a pequeña escala en APWRA comenzó durante la pri-mera mitad de los años 1970. Al principio, empezaron a aflorar datos anecdóti-cos sobre la muerte de aves, y la escala potencial del problema de la mortalidadfue objeto de mucha especulación (LSA 1986). Un estudio inicial de PG&ECompany (Byrne 1983) en un único aerogenerador al norte de APWRA, con-cluyó que, a pesar de que las rapaces usaban frecuentemente la zona, no se es-peraban colisiones debido a sus hábitos diurnos y su buena visión. Sin embar-go, a pesar de ciertos problemas de acceso a la información, la mortalidad deaves no tardó mucho en convertirse en motivo de preocupación para los biólo-gos de las agencias públicas y los conservacionistas locales.

A principios de los ochenta, basándose sólo en datos anecdóticos y razona-mientos deductivos, un biólogo de CEC predijo que los proyectos de aerogenera-dores producirían mayor mortalidad de aves de lo esperado si se construían en lasproximidades de lugares frecuentados por ellas (Haussler 1980). A pesar de estasprimeras advertencias, y de un número creciente de informes sobre muertes de ra-paces aportados por biólogos que trabajaban en el campo, no se consiguió la fi-nanciación solicitada para el seguimiento de los aerogeneradores.


Un ejemplo de la concienciación creciente sobre el impacto potencial de losparques eólicos sobre las aves en aquellos años fue la obligación de presentarun informe ambiental realizado por una empresa consultora ambiental al solici-tar el permiso para instalar nuevas turbinas (LSA 1986). El Informe de Impac-to Ambiental que acompañaba a la solicitud de Howden Wind Parks, Inc. paraconstruir un parque eólico en APWRA intentó abordar el estudio de los impac-tos acumulados sobre las rapaces. El informe hacía hincapié en que Orloff et al.(1985), bióloga asesora de los promotores, había recomendado un estudio a lar-go plazo sobre los impactos acumulados del proyecto propuesto sobre las rapa-ces. Howden sugirió que un estudio de este tipo debería condicionar la aproba-ción del permiso solicitado. Este estudio nunca llegó a empezar, aunque prontoaparecerían investigaciones más completas sobre la muerte de aves.

El ejemplo de LSA (1986) da idea de los escasos conocimientos que se tení-an en aquel momento sobre la muerte de aves en APWRA, y de lo superficial queeran las evaluaciones ambientales para solicitar permisos para la instalación denuevos parques eólicos. Buena parte del documento discute medidas para evitarlas molestias a un nido de águila real situado cerca de la instalación propuesta.Además, en ese mismo documento, un biólogo del California Department ofFish and Game señala la necesidad de investigaciones científicas independientessobre el tema de la muerte de aves en los parques eólicos. Además, un agente delU.S. Fish and Wildlife Service (USFWS) advierte que “los permisos de la pro-vincia de Contra Costa para el desarrollo propuesto no eximen a las partes im-plicadas de cumplir el Decreto Federal de Protección del Águila Calva (FederalBald Eagle Protection Act)”. El informe continúa diciendo que “la División deAplicación de la Ley (Law Enforcement Branch) del USFWS pide mayor clari-dad sobre el modo en que el proyecto del parque eólico de Howden cumpliría loestablecido en el Decreto de Protección del Águila Calva”.

Hubo que esperar hasta la reunión anual de la American Wind Energy Asso-ciation de 1988 para que el tema de las muertes de aves en APWRA se plantearacon toda su crudeza de la mano de un biólogo de la CEC (Haussler 1988). Des-pués de reunir una base de datos de muertes de aves en los aerogeneradores entre1985 y comienzos de 1988, Robert Haussler presentó datos concluyentes que su-pondrían un giro decisivo en el relato que gradualmente se iba desvelando.

Los datos de Haussler revelaron que, durante un periodo de tres años, se do-cumentaron 147 incidentes de colisión de aves en las tres principales instala-ciones eólicas de California: Altamont Pass, San Gorgonio y Tehachapi. Las ra-paces fueron víctimas en 101 de los 147 accidentes registrados. Treinta y cuatrode las bajas fueron águilas reales, todas en APWRA. Murió un número similarde gavilanes colirrojos, junto con tres especies de rapaces nocturnas, cernícalosamericanos, busardos herrumbrosos (Buteo regalis), y 33 águilas y halcones sinidentificar. Además de las muertes en los aerogeneradores, otras 31 bajas se atri-buyeron a electrocuciones en los postes de los tendidos eléctricos de los parqueseólicos. La respuesta a resultados tan dramáticos fue inmediata.

Tres provincias del norte de California con programas de desarrollo eólicoconcedieron de inmediato a la CEC una subvención modesta, la primera en su


género (Fraley & Gray 1989), para investigar la magnitud del problema y suscausas subyacentes de forma más sistemática a lo largo de dos años. A comien-zos de julio de 1988, se contrató como investigadora principal a Sue Orloff, ex-perta bióloga que trabajaba para una consultora local y persona experimentadacon los recursos biológicos de APWRA. Su colega Anne Flannery fue su ayu-dante.

INVESTIGACIÓN DE LA MUERTE DE AVES EN APWRA:LOS AÑOS 1980

Hasta donde conocemos, los trabajos de Orloff y Flannery (1992, 1996) fue-ron los primeros intentos de investigar detalladamente las muertes de aves enlos grandes parques eólicos. Nosotros realizamos el segundo estudio sistemáti-co sobre este tema. Previo al trabajo de Orloff & Flannery, Howell & DiDona-to (1988a, 1988b, 1989) y Howell et al. (1988) habían intentado cuantificar eluso que hacían las aves de una instalación eólica de 600 turbinas, y también susmuertes en este parque situado al norte de APWRA, en un área conocida comoMontezuma Hills, en la provincia de Solano. Los resultados de este estudio seresumen más adelante.

En su innovador trabajo, Haussler (1988) hizo especial hincapié en que losaccidentes de aves en California se registraban casi exclusivamente en el áreade Altamont Pass. Los 34 accidentes de águilas reales, más 51 de los 58 “acci-dentes de rapaces diurnas de mediano tamaño” tuvieron lugar en APWRA. Del1 de enero al 11 de abril de 1998, en el parque eólico de Altamont Pass murie-ron por colisión 5 águilas reales, 5 gavilanes colirrojos, 3 rapaces no identifica-das, y 1 lechuza común. Con apenas excepciones, los accidentes se registraroncasualmente por observadores que se ocupaban de tareas distintas a la observa-ción de aves. No se sabía ni cómo ni por qué ocurrían tantas muertes. Sin em-bargo, parecía claro que los nuevos parques eólicos propuestos en California nopodían seguir obviando los posibles efectos adversos sobre las aves ni la cues-tión de cómo evitarlos, en línea con la preocupación de la CEC y de otras agen-cias.

Al poco tiempo, la CEC distribuyó dos informes sintéticos sobre las muer-tes de aves (Anderson & Estep 1988, Estep 1989). Esto terminó de allanar el ca-mino por el que discurriría la investigación durante los años 1990 y hasta nues-tros días.

Aproximadamente al mismo tiempo que la investigación de la CEC se pusoen marcha, uno de los mayores promotores eólicos del parque de Altamont, laU.S. Windpower, inició otro estudio. Su objetivo era evaluar los posibles im-pactos de los aerogeneradores existentes, o de los propuestos en nuevas áreas,sobre las aves. El estudio comenzó en septiembre de 1988 con el Dr. Judd Ho-well como investigador principal (Howell & DiDonato 1991). En ese momen-to, además de los 600 aerogeneradores de Montezuma Hills, la compañía teníamás de 3.000 turbinas en funcionamiento dentro de APWRA, la mayoría con to-


rres de celosía horizontal. Este estudio intentaba relacionar la actividad de lasaves, su movimiento y su comportamiento, con conteos simultáneos de morta-lidad en 359 aerogeneradores seleccionados al azar. También se realizaronmuestreos para documentar la nidificación de aves rapaces. En este proyecto,los transectos en busca de cadáveres de aves se realizaron a pie, espaciados 46m entre sí. Se registraron 43 bajas atribuidas con certeza o probablemente a co-lisiones con los aerogeneradores, que incluían 9 gavilanes colirrojos, 2 águilasreales, 4 búhos americanos, 2 lechuzas comunes, 1 ave del género Buteo sinidentificar, 1 cuervo, 1 pelícano alcatraz (Pelecanus occidentalis, catalogadocomo “en peligro” por la Endangered Species Act), 12 palomas bravías (Co-lumba livia) y otras 10 aves no rapaces. También se encontró un murciélago co-la peluda rojizo (Lasiurus borealis).

Ya en 1985, U.S. Windpower había comenzado un programa de seguimientode sus propias turbinas, cuyos datos fueron revisados por Howell & DiDonato(1991) en su informe final. Entre otras cosas, estos autores documentaron queen el programa de seguimiento se subestimaban las muertes de aves no rapaces.También pusieron de manifiesto que unos pocos aerogeneradores eran respon-sables de múltiples accidentes, mientras que en la mayoría de las turbinas noocurría ninguna colisión. Sugirieron además una posible asociación entre unamayor frecuencia de colisiones y la posición de los aerogeneradores en los ex-tremos de una hilera. El término “hilera” se refiere a la distribución lineal de ae-rogeneradores que se encuentra generalmente a lo largo de crestas montañosasorientadas perpendicularmente hacia los vientos predominantes en verano.

Usando los datos de mortalidad acumulados en los aerogeneradores de U.S.Windpower, que incluían 42 águilas reales en 4 años, Howell & DiDonato(1991) señalaron que 28 de las aves murieron en los tres últimos aerogenerado-res de las hileras muestreadas, y que 58 aves perecieron en turbinas no termi-nales. En su informe final concluyeron que la mortalidad por colisión de águi-las reales podía tener un efecto negativo significativo en la población local dela especie. Combinadas con otras muertes por causa humana y la creciente pér-dida de hábitat, las bajas en los parques eólicos podrían afectar al reclutamien-to en la población local de águilas reales. En consecuencia, se impulsó una in-vestigación detallada sobre el águila real, realizada por el Dr. Grainger Hunt,que comenzó en 1994 (Hunt 1994; ver abajo).

INVESTIGACIÓN DE LA MUERTE DE AVES EN APWRA:LOS AÑOS 1990

A principios de los años noventa, el problema de la mortalidad de aves enAPWRA había despertado gran interés, tanto en los organismos reguladores co-mo en la industria eólica. En respuesta a esta preocupación, Kenetech Windpo-wer patrocinó varios proyectos simultáneos a gran escala con objeto de solu-cionar el problema. La empresa financió la formación de un grupo de trabajosobre las aves (ARTF) bajo la dirección de William Whalen, entonces asesor de


Kenetech, y con la ayuda de Richard Curry y de Joan Stewart, empleados deKenetech.

El ARTF fue presidido por uno de los más destacados especialistas en rapa-ces del mundo, el Dr. Tom Cade, fundador de The Peregrine Fund, Inc. y ante-rior director del prestigioso laboratorio de Ornitología de la Universidad deCornell. El Dr. Cade persuadió a muchos colegas para que participaran en elARTF. Estos destacados investigadores acreditaban gran experiencia en diver-sas especialidades de la biología de las aves, como fisiología sensorial, aerodi-námica, orientación, y navegación, entre otras. Tal vez fue el grupo de expertosen ornitología más selecto jamás constituido.

El ARTF se reunió en privado y se presentó en foros públicos, donde expu-sieron sus ideas y solicitaron comentarios a una amplia audiencia de biólogos yrepresentantes de organizaciones conservacionistas. Numerosas partes interesa-das fueron invitadas a estos foros públicos. Pronto, el grupo de asesores se pu-so de acuerdo sobre qué programas de investigación a largo plazo eran necesa-rios, y los estudios de campo se iniciaron de inmediato. El principal objetivo fueobtener datos empíricos que permitieran desarrollar modificaciones en los ae-rogeneradores existentes, así como unas directrices para su ubicación, dirigidasa reducir de forma efectiva la muerte de aves.

A partir de ciertas deducciones especulativas se diseñó un estudio que con-sistía en pintar las palas de los aerogeneradores con una pintura blanca especialpara mejorar su contraste en el espectro UV con la pintura negra, para que re-saltasen sobre el fondo azul del cielo y las rapaces pudiesen verlas mejor (Curry& Kerlinger 2000). Los asesores querían conocer las percepciones sensorialesde las aves y, si las modificaciones en el diseño de los aerogeneradores podíanreducir la frecuencia de accidentes. Para ello usaron instrumentación para me-dir simultáneamente las trayectorias de vuelo, definidas por ángulos verticalesy horizontales, y la maniobrabilidad de las aves alrededor de los aerogenerado-res. Los asesores también querían identificar ciertos comportamientos de lasaves alrededor de los aerogeneradores, en especial los patrones de vuelo.

Sin embargo, lo que empezó con la mejor de las intenciones pronto se detu-vo en seco. En 1993, mucho antes de que los objetivos de ARTF se cumplieran,Kenetech cerró por bancarrota, y se pararon todos los programas de investiga-ción planificados o ya en marcha. No se logró publicar los informes con resul-tados parciales, ni aprobar un programa para reducir el número de aves muertaspor colisión con los aerogeneradores en APWRA.

Siendo Kenetech el propietario o promotor de un gran porcentaje de los ae-rogeneradores de APWRA, su bancarrota significó un largo proceso de reorga-nización. Posteriormente hubo un periodo de gran incertidumbre sobre el futu-ro de APWRA. Algunos de los parques eólicos de Kenetech fueron compradospor una nueva compañía llamada Green Ridge Services (GRS), que continuóoperando los aerogeneradores.

Los detalles de esta historia de bancarrotas, fracasos y reorganizaciones em-presariales no es objetivo del presente capítulo, puesto que no tiene relevanciadirecta en el asunto de la muerte de aves por colisión con los aerogeneradores.


Sin embargo, la inestabilidad financiera y la incertidumbre en el mercado ener-gético desde finales de los años ochenta han afectado en cierto modo al estudiode la muerte de aves.

Hoy en día, GRS es la empresa líder en la propiedad y operación de aeroge-neradores en APWRA. GRS ha propuesto un “programa de repotenciación” pa-ra tres productores eólicos: Green Rigde Power LLC, Altamont Power LLC yVenture Pacific Inc./SeaWest Wind Farms Inc.

En julio de 1994 se convocó la primera de una serie de reuniones del AvianSubcommittee del National Wind Coordinating Committee en la ciudad de Den-ver, Colorado. Fue organizada por el National Renewable Energy Laboratory(NREL), el Department of Energy, la American Wind Energy Association(AWEA), la National Audubon Society, el Electric Power Research Institute(EPRI), y la Union of Concerned Scientists. Este importante encuentro se reali-zó en respuesta a la controversia generada por las muertes de aves y a los pro-blemas detectados en APWRA. Los asistentes priorizaron los temas, definieronuna agenda de investigación, y comenzaron a negociar un consenso entre variasde las partes implicadas.

El uso de las torres de los aerogeneradores por las aves como posaderos seconsideró un tema clave durante el encuentro de 1994 del Avian Subcommitteedel National Avian-Wind Power Planning Meeting (NAWPPM). Los aerogene-radores con torres de celosía de metal han sido durante mucho tiempo sospe-chosos de causar la mayoría de las muertes de aves, principalmente debido aque los elementos horizontales de la torre constituían posaderos atractivos paralas rapaces y otras aves. Se pensaba que esta atracción aumentaba el riesgo decolisión con las aspas de los aerogeneradores en rotación durante la salida o lallegada al posadero. Pero existían además otras muchas variables que podían es-tar afectando al número y a la localización de las colisiones en APWRA. ¿Enqué medida el tipo de turbina y la configuración de la torre determinan las cau-sas subyacentes de las colisiones? Al existir muchos aerogeneradores operati-vos con torres de celosía, muchas de las colisiones se relacionaban con esa ca-racterística física de la torre. Pero no existían investigaciones definitivas quepudieran apoyar o rechazar esta hipótesis.

Muchos de los esfuerzos iniciales de Kenetech, y posteriormente de GRS,para aprender a reducir las colisiones se limitaban a realizar modificaciones delos posibles posaderos de las aves en los aerogeneradores (P. Kerlinger y R.Curry, comunicación personal). Tanto los estudios de Howell y DiDonato(1991) como los de Orloff y Flannery (1992, 1996), indicaron que muchas delas colisiones se debían a que las rapaces intentaban posarse en las estructurashorizontales de las torres metálicas que sostenían los viejos motores KSC 56-100. Si estos aerogeneradores, y especialmente sus torres, se modificasen demanera que las rapaces no pudieran posarse en ellos, entonces presumiblemen-te se producirían menos muertes.

Judd Howell realizó, durante 1994, un proyecto de investigación para Kene-tech Windpower, en el que calculaba la eficacia de las modificaciones diseña-das para prevenir o evitar el uso de las torres como posaderos por las aves (Ho-


well 1995). Estas modificaciones resultaron no ser eficaces para muchas de lasespecies, pero los gavilanes colirrojos sí parecían evitar las torres modificadas.Si posarse era, en efecto, un comportamiento que aumentaba el riesgo de coli-sión, ninguna investigación lo había demostrado de forma concluyente. El des-arrollo de disuasores para evitar que las aves se posaran surgió como una líneade investigación prometedora para la solución de este problema.

Howell (1997) también examinó si el tamaño del área del rotor de los aero-generadores estaba relacionado con el índice de mortalidad, y concluyó que noexistía tal relación. Las torres eólicas representaban un obstáculo para las aves,generando muertes, pero la longitud de las aspas no parecía afectar al índice demortalidad. Este estudio, sin embargo, tenía un diseño limitado en tamaño y ám-bito, al incluir muchos menos aerogeneradores que estudios posteriores.

Susan Orloff y Anne Flannery comenzaron a estudiar detalladamente lasmuertes de aves en Altamont Pass en 1989, y continuaron su trabajo hasta me-diados de los años 1990. Su investigación fue financiada por la CEC, y patroci-nada por las agencias que supervisaban los permisos de los parques eólicos, in-cluyendo las provincias de Alameda, Contra Costa, y Solano. Orloff y Flanneryrealizaron rigurosas observaciones dirigidas a identificar tendencias en el com-portamiento de vuelo y el uso de los posaderos que pudieran indicar los nivelesrelativos de peligro para las aves cuando los aerogeneradores estaban en fun-cionamiento. Observaron la altura de vuelo de las aves en Altamont Pass en dis-tintas circunstancias: alrededor de las torres, en distintos paisajes, y bajo diver-sas condiciones climáticas. También detectaron qué aerogeneradores eranusados para posarse, según su tipo y su localización.

Además, Orloff y Flannery realizaron búsquedas de cadáveres alrededor delas filas de turbinas, y relacionaron la presencia de aves muertas con caracterís-ticas físicas y operativas de los aerogeneradores, con los elementos del paisaje,con la época del año y con otras variables. Medían todos los factores potencial-mente implicados, y analizaban si existía una relación significativa de cada va-riable con la frecuencia de las colisiones. Un defecto de su estudio fue combi-nar las especies de aves en dos grandes grupos, rapaces y no rapaces. Enestudios posteriores se ha intentado valorar los efectos sobre cada especie porseparado.

A partir del número medio de aves observadas durante periodos de 10 mi-nutos, Orloff y Flannery (1992, 1996) detectaron que la abundancia total de ra-paces, y en particular la de los gavilanes colirrojos, en los parques eólicos deAltamont Pass era la mitad y la tercera parte, respectivamente, de los valoresobtenidos en un área donde las turbinas aún se estaban instalando. Con fre-cuencia, las rapaces buscaban alimento en las proximidades de los aerogenera-dores y parecían habituarse a su presencia. Considerando la frecuencia con quevuelan alrededor de los aerogeneradores, los jotes de cabeza roja y los cuervosraramente colisionaron con los aerogeneradores. Sin embargo, las águilas rea-les, los gavilanes colirrojos y los cernícalos americanos murieron con mayorfrecuencia de la esperada por su uso del espacio aéreo del parque eólico. Las co-lisiones de rapaces fueron más frecuentes en los aerogeneradores situados al fi-


nal de la hilera y en aquellos que estaban situados en los cañones. También eranmás frecuentes las colisiones en aerogeneradores relativamente aislados de losdemás. Además, determinados atributos de las turbinas, como las torres de ce-losía de metal, la proporción de tiempo en funcionamiento, el diámetro del ro-tor, y la superficie de barrido del rotor, estuvieron asociados positivamente conlos índices de mortalidad.

En comparación con otras rapaces, las águilas reales son relativamente rarasen APWRA, pero presentan una frecuencia de colisión mayor de la que Orloffy Flannery esperaban en función de su abundancia. Esto parece indicar que laságuilas reales son especialmente vulnerables a la colisión con los aerogenera-dores. Orloff y Flannery atribuyeron esta vulnerabilidad a las aparentemente al-tas densidades de ardilla terrestre de California (Spermophilus beecheyi) en AP-WRA, que constituían el principal recurso trófico de las águilas reales y de otrasaves rapaces. Se recomendó impedir la presencia de ganado vacuno en las in-mediaciones de los aerogeneradores, de manera que la hierba creciese y esto di-suadiese a las ardillas terrestres de California de utilizar ese espacio; además,la hierba alta dificultaría que fueran detectadas por las rapaces. Howell y Di-Donato también identificaron a las ardillas terrestres de California como unapresa atractiva para las águilas reales.

En 1994, NREL inició una investigación a gran escala diseñada para deter-minar si las muertes en los aerogeneradores de APWRA estaban afectando a laságuilas reales a nivel poblacional. Este estudio fue realizado por el PredatoryBird Research Group de la Universidad de California, con el Dr. Grainger Huntcomo investigador principal del proyecto. Hasta ese momento, no existían in-vestigaciones que demostraran (o refutaran) la idea de que las muertes por co-lisión con los aerogeneradores podían contribuir significativamente a eliminarla población de águila real, que ya estaba sometida al efecto de otros factoresreguladores, inducidos por el uso de veneno, la caza ilegal y la pérdida de há-bitat. NREL se comprometió a financiar este proyecto de investigación tan cos-toso como informativo.

El objetivo de este estudio era estimar el grado en que la mortalidad por co-lisión y por otras causas afecta a la demografía de una población nidificante deáguila real que habita en las proximidades de APWRA. Se realizó un muestreoextensivo en busca de nidos en un radio de 30 km alrededor de APRWA. Elequipo de Hunt encontró 44 lugares de nidificación, es decir una densidad de 1pareja por cada 19 km2, que es una cifra elevada para esta especie. Se utilizarontécnicas de radiotelemetría (n = 179 individuos marcados) para seguir los mo-vimientos de individuos de distinta clase de edad y estatus: juveniles (marcadoscomo pollos), reproductores, subadultos y flotantes. De esta muestra, 61 indivi-duos fueron encontrados muertos por distintas causas. La colisión con los aero-generadores causó, al menos, 23 víctimas en la muestra, es decir el 37% del to-tal de los individuos encontrados muertos.

A pesar del número relativamente alto de víctimas por colisión, los modelosdemográficos aplicados a los datos de campo no sugerían que el tamaño de lapoblación regional de águila real estuviera sufriendo un descenso durante el pe-


riodo de estudio. Los datos fueron analizados en dos escenarios distintos basa-dos en Franklin et al. (1998). Mientras que en uno de los escenarios el modelopredecía una tasa de declive significativa del 9% anual, los mismos datos in-corporados al segundo escenario indicaron que la población permanecía apa-rentemente estable, o con un ligero descenso. Un segundo análisis basado en elequilibro de Moffatt (ver Hunt 1998) predijo un posible declive de la poblaciónsi no se producía un refuerzo periódico de la población por medio de la incor-poración de inmigrantes. En cada uno de los modelos, sin embargo, se determi-nó que la población estaba debilitada demográficamente y que, en el mejor delos casos, se mantenía estable, o experimentaba un declive. Probablemente esteno sería el caso sin las víctimas de los aerogeneradores. Se recomendaron nue-vos estudios y seguimiento de las poblaciones (Hunt et al. 1998), así como unaumento en el esfuerzo de reducción de las ardillas terrestres de California (G.Hunt, comunicación oral en el IV NAWPPM, en mayo de 2001, en la ciudad deCarmel, California).

NREL suspendió la financiación del proyecto de investigación del Dr. Huntsobre la población de águila real en 1997. Poco después, la CEC proporcionónuevos fondos para continuar el proyecto (ver Hunt 2002).

INVESTIGACIÓN SOBRE LA MUERTE DE AVES EN APWRA: LOS AÑOS 2000

En 1998 NREL comenzó a financiar el segundo estudio sistemático realiza-do en APWRA. Thelander y Rugge (2000a, 2000b, 2001) presentaron resúme-nes preliminares de los resultados de esta investigación, y en Thelander et al.(2003) se ofrece un resumen más completo del estudio. La financiación deNREL para este proyecto terminó en 2001, pero la CEC financió posteriormen-te la continuidad de uno muy parecido aunque más dirigido a desarrollar un mo-delo capaz de predecir qué aerogeneradores mataban a qué especies, y cuántosindividuos morían al año. El objetivo del proyecto era conocer mejor los facto-res subyacentes a las colisiones de las aves con los aerogeneradores, para poderdiseñar y aplicar soluciones potenciales5.

Parte de nuestra investigación se ha enfocado a comparar el comportamien-to de vuelo de las aves en distintas estaciones del año, horas del día, velocida-des de viento, condiciones topográficas, tipos de torres y de turbina, otras ca-racterísticas de los aerogeneradores, formas de programar su funcionamiento, yen función de la distribución de las presas de las especies de interés. Además deeste completo estudio de la conducta, también hemos realizado una búsqueda ri-gurosa de cadáveres de aves en un radio de 50 m alrededor de la base de las to-


5 Ver Smallwood y Thelander (2004, 2005) para conocer los informes finales de lasinvestigaciones financiadas por NREL y CEC.

rres de los aerogeneradores, y hemos relacionado los índices de mortalidad conlas mismas variables medidas en el trabajo de comportamiento. Los resultadosde nuestra investigación generaron la información necesaria para realizar análi-sis de asociación mediante métodos que comparan uso con disponibilidad tantoen la conducta de las aves como en otros datos relacionados con su muerte.

Las mejoras de nuestra reciente investigación respecto a la de Orloff y Flan-nery fueron la inspección de muchos más aerogeneradores, trabajar sobre unárea de estudio de mayor tamaño, y emplear una metodología de búsqueda másrigurosa que, obviamente, permitió la detección de muchos más cadáveres deaves de pequeño tamaño. Además, prestamos mucha atención a la distribuciónde las especies presa, y a cómo su distribución estaba relacionada tanto con elcomportamiento de las rapaces como con sus muertes.

Thelander et al. (2003) encontraron que las aves rapaces, especialmente losgavilanes colirrojos, pasaban más tiempo volando a menos de 50 m de los ae-rogeneradores de lo esperado respecto a su uso del espacio de otras zonas a me-nos de 300 m de los aerogeneradores. Los gavilanes colirrojos pasaban tres ve-ces más tiempo del esperado volando a menos de 50 m de las turbinas, y sólouna décima parte del tiempo esperado en la franja de 100 a 300 m. Encontra-mos que el comportamiento de vuelo de las rapaces parecía estar influenciadopor la presencia de los aerogeneradores, que atraían a los gavilanes.

Los análisis de uso y disponibilidad revelaron que los aerogeneradores mon-tados a 24 m de altura en torres tubulares mataban más rapaces que los monta-dos en otros tipos de torre. El diámetro del rotor parecía afectar poco a las tasasde mortalidad, pero los aerogeneradores que funcionaban con mayor frecuenciao con mayor velocidad angular mataban más aves. Las filas compuestas por unnúmero intermedio de aerogeneradores que contenían turbinas aisladas del res-to mataron más gavilanes colirrojos, pero la relación entre la posición terminalde los aerogeneradores en la fila, o su mayor separación de las turbinas veci-nas, y las tasas de mortalidad varió entre especies. Las tasas de mortalidad mos-traron una relación débil con elementos topográficos tales como la pendiente,pero los aerogeneradores situados en cañones mataron más rapaces, especial-mente águilas reales.

Encontramos una relación positiva entre el grado de agregación de las ma-drigueras de roedores alrededor de los aerogeneradores y las tasas de mortali-dad de los gavilanes colirrojos (Smallwood et al. 2001, Thelander et al. 2003).Lo importante no era la densidad de madrigueras, sino el grado en que éstas seconcentraban alrededor de los aerogeneradores. Por ejemplo, las hileras de ae-rogeneradores que tenían múltiples madrigueras de tuza de Botta (Thomomysbottae) a menos de 10 m de las torres y ninguna en la franja de 30 a 80 m ma-tarían más gavilanes colirrojos que hileras con una distribución homogénea demadrigueras en un radio de 80 m de las turbinas. La distribución de las tuzas deBotta estaba estrechamente relacionada con las tasas de mortalidad de gavilanescolirrojos, mientras que la distribución de los montones de rocas, que daban co-bijo a conejos del desierto (Sylvilagus auduboni), parecía estar asociada con lamortalidad de águilas reales.


Los resultados de Smallwood et al. (2001) y Thelander et al. (2003) revelaronvarias soluciones prometedoras para reducir la mortalidad de aves en APWRA6.Sugirieron, por ejemplo, que los aerogeneradores no deberían situarse en cañones,que las rocas desplazadas durante la construcción de los parques eólicos no debe-rían amontonarse cerca de las turbinas, que los rodenticidas no deberían aplicarsehomogéneamente a todo el área de APWRA, y que el ganado vacuno debería pas-tar menos intensamente en las cercanías de los aerogeneradores. Orloff y Flannerydieron casi las mismas recomendaciones, pero el Consortium of Altamont Owners(Consorcio de Propietarios de Altamont) no adoptó sus sugerencias

Por BioResource Consultants.Vista general del parque eólico de Altamont Pass

en California (USA).

FÓRMULAS DE GESTIÓN PROPUESTAS PARA APWRA

En la reunión de 1998 celebrada en Cheyenne, Wyoming, los asesores delConsorcio presentaron un plan de corrección de impactos sobre las aves paraAPWRA (ver Curry & Kerlinger 1998; y también Richard Curry Associates1997). En este plan, se refirieron a un programa de manejo adaptativo para AP-WRA compuesto por los siguientes elementos:

1) Tratamiento prioritario de los aerogeneradores de alto riesgo;2) Continuación con el Wildlife Response and Reporting System (WRRS);3) Diseñar, construir y probar más dispositivos de seguridad para evitar que

las aves se posen en las torres;


6 Los lectores pueden recurrir a Smallwood y Thelander (2004) para conocer las medidas demanejo recomendadas para reducir la mortalidad en APWRA.

4) Instalar dispositivos de seguridad (estructuras que eviten que las aves seposen en señalizaciones visuales) para mantener a las aves alejadas delos aerogeneradores;

5) Desarrollar programas científicos para evaluar la eficacia de los disposi-tivos de seguridad del posado de las aves; y

6) Colaborar con las administraciones provinciales en relación con su pro-grama de eliminación de roedores en APWRA.

Ningún informe posterior ha confirmado la aplicación de alguno de los prime-ros 5 elementos. El programa de eliminación de roedores ha continuado pero noestamos seguros de que el Consorcio haya ayudado a la administración provincialen su ejecución. Sin embargo, los citados elementos tienen poca o ninguna relacióncon los resultados de las investigaciones exhaustivas que han sido realizadas du-rante la pasada década en APWRA. Orloff y Flannery, y Thelander et al., reco-mendaron, por ejemplo, que el programa de eliminación de roedores no fuera in-tensivo; más bien, sugirieron la conveniencia de que se suspendiera. Estarecomendación fue compartida por todos los asistentes al IV NAWPPM.

El manejo adaptativo es un planteamiento desarrollado por científicos que in-corpora el método científico y un proceso público abierto para alcanzar objetivos(Holling 1978, Walters 1986). Típicamente está compuesto por los siguientes ele-mentos:

• Enunciar objetivos en un proceso público abierto;• Hipotetizar (predecir) efectos ambientales que pueden causar las accio-

nes de manejo proyectadas;• Desarrollar prescripciones de manejo alternativas en caso de que las hipó-

tesis sobre los efectos ambientales del manejo aplicado sean rechazadas. • Desarrollar e implementar un programa científico de seguimiento rigu-

roso vinculado al contraste de las hipótesis.El manejo adaptativo no es un planteamiento paliativo, de ensayo y error, pa-

ra solucionar problemas de gestión, como se indicó en el Avian Mitigation Planpropuesto por el Consorcio. Además, este plan no incorpora evidencia científi-ca de los factores asociados a las muertes de aves en APWRA, sino simple-mente especulaciones sobre los factores cuyo efecto ya ha sido descartado trasinvestigaciones rigurosas. Intentar eliminar las presas y los posaderos de las ra-paces no son, en nuestra opinión, soluciones apropiadas ni viables. De hecho,nuestros datos indican que el uso extensivo de rodenticidas probablemente acre-cienta el riesgo de colisión de las rapaces debido al aumento de la agregaciónde las madrigueras de roedores alrededor de los aerogeneradores.

¿QUÉ HEMOS APRENDIDO DE LA EXPERIENCIADE ALTAMONT?

Después de más de dos décadas de generación de energía en APWRA, y denumerosos esfuerzos de investigación por parte del gobierno y de las empresas,el problema de las muertes de aves por colisión con los aerogeneradores conti-


núa sin estar controlado en 2006. En 1997, el Consorcio prometió solucionar elproblema de las muertes de aves, pero aún no se ha aplicado ninguna solucióntangible (Kerlinger & Curry 1997a, 1997b). En su informe, el Consorcio noofrecía ni programas ni acciones que pudieran directamente reducir las muertesde las aves en los aerogeneradores. En lugar de esto, el informe proponía másinvestigaciones sobre los diseños para reducir la posibilidad del posado de lasaves, proseguir con sus propios programas de seguimiento de aves muertas, y lacolaboración con la administración provincial de Alameda en el programa deerradicación de ardillas terrestres de California. El informe también proponíaestablecer un calendario para instalar los dispositivos de seguridad para evitarque las aves se posasen y una mejora de la señalización visual, acciones cuyaeficacia para reducir las muertes de aves no se ha demostrado.

La aplicación de todas estas propuestas ha sido aplazada indefinidamente.Hasta la fecha, la estrategia de confiar en las empresas operadoras de los aero-generadores para desarrollar e implementar diseños o cambios operacionalesque reduzcan las muertes de aves en APWRA ha fracasado. El problema de lascolisiones de aves continúa sin solucionarse, y sigue violando numerosas leyesestatales y federales que protegen a la fauna.

Puesto que los aerogeneradores más abundantes en APWRA son del mode-lo 56-100 montados sobre torre metálica de celosía, no es sorprendente que lamayoría de las muertes de aves ocurra en este tipo de aerogenerador. Sin em-bargo, nosotros determinamos que era falso suponer que la mortalidad de avesse debía a un único factor, es decir, al diseño de este tipo de turbinas. Tras de-terminar la mortalidad de aves en diferentes diseños y configuraciones de aero-generadores de APWRA, queda claro que las muertes de aves no están asocia-das a un único tipo de turbina. De hecho, los aerogeneradores de varios tamañosy diseños montados sobre torres tubulares parecen matar proporcionalmentemás aves que los montados en torres metálicas de celosía.

A medida que continúa el proceso de repotenciación en APWRA7, no hay da-tos conocidos que soporten el punto de vista de las empresas operadoras de quereemplazar muchos aerogeneradores pequeños por menos aerogeneradores másgrandes y potentes reducirá las colisiones de aves. Existen muchas razones pa-ra dudar de esta afirmación, incluyendo el hecho de que el área total de barridode los rotores en APWRA después de la repotenciación, será igual al área totalde barrido previa a la repotenciación. Sólo el tiempo y un seguimiento exhaus-tivo e independiente determinarán el resultado final.

Si se asume que la repotenciación no implicará un cambio en el área total debarrido de los rotores, por lo que no variará significativamente el número de


7 La repotenciación a pequeña escala en APWRA empezó en 2004 con un solo propietario, pero en2005 el Alameda County Board of Supervisors aprobó la continuación de la operación para la mayoríade los aerogeneradores viejos y pequeños, durante aproximadamente 13 años más y sujeto a lascondiciones de los permisos, del seguimiento y de esfuerzos experimentales para reducir las muertesde aves. Para más información, contactar con el Alameda County Planning Department(http://acgov.org/cda/planning/) o el Center for Biological Diversity(http://www.biologicaldiversity.org/swcbd/programs/bdes/altamont/altamont.html).

aves muertas por colisión; puesto que este número es elevado, está claro enton-ces que se necesitan medidas adicionales. A la vista de los resultados de estu-dios recientes, creemos que las mejores estrategias para solucionar el problemapodrían estar basadas más en el manejo de hábitats y en la ubicación de los ae-rogeneradores que en diferenciar entre varias configuraciones de aerogenerado-res y torres.

Por ejemplo, nosotros encontramos que el grado de agregación de las ma-drigueras de tuzas de Botta explicaba mejor la variación en la tasa de mortali-dad de los gavilanes colirrojos que el tipo de aerogenerador, el tipo de torre, laaltura de la torre, u otras características. El uso del suelo y las modificacionesde hábitat alrededor de ciertos aerogeneradores parecen estar creando hábitatsóptimos para la tuza. Estos cambios localizados fomentan que los gavilanes co-lirrojos (y otras rapaces) busquen alimento en áreas de alto riesgo, causando asíun número desproporcionado de colisiones. Se podría demostrar una reducciónen las muertes de gavilanes colirrojos identificando estas áreas de alto riesgo yfomentando hábitats poco atractivos que excluyan a las tuzas, reduciendo suvulnerabilidad a la predación, o incrementando su abundancia lejos de los ae-rogeneradores. Este tipo de experimentos podría realizarse durante el programade repotenciación.

La abundancia relativa de las especies de aves que usan cada sitio y la fre-cuencia relativa de sus comportamientos no se traducen directamente en una pre-dicción de mayor o menor riesgo debido al funcionamiento de las turbinas. Losinvestigadores de APWRA y de otros parques han detectado que la abundanciarelativa de especies y la distribución de frecuencias de sus comportamientos noayudan a predecir sus tasas de mortalidad. Thelander et al. (2003) encontraronque el comportamiento de los gavilanes colirrojos se había alterado por la pre-sencia de los aerogeneradores operativos en APWRA, y que pasaban cantidadesdesproporcionadas de su tiempo buscando comida a menos de 50 m de los aero-generadores. Los investigadores deberían mostrarse escépticos ante prediccionesde mortalidad basadas en la abundancia relativa de especies y sus comporta-mientos. Es esencial que exista un seguimiento de ambos factores y de las tasasde mortalidad antes de que los nuevos aerogeneradores y los nuevos diseños es-tén operativos. Los investigadores no deberían sorprenderse de que las tasas demortalidad y la frecuencia de determinados comportamientos sean despropor-cionadas para algunas especies respecto a su abundancia relativa.

Creemos que el problema de las muertes de aves en APWRA se puede solu-cionar en gran medida. Como en cualquier parque eólico, la mortalidad no pue-de evitarse totalmente. Aplicando soluciones de manejo eficaces y relativamen-te baratas se podría prevenir la muerte de 1.000 a 2.000 aves al año. En elespíritu del manejo adaptativo, a las compañías con aerogeneradores en AP-WRA se les debe ofrecer herramientas y pautas de cómo pueden operar sus ins-talaciones de forma segura y responsable y se les debe exigir que pongan re-medio eficaz a la muerte masiva de aves, estableciendo un calendario deaplicación de los programas con las medidas a adoptar. El éxito o el fracaso detales programas deberían ser evaluados de forma independiente. Además deben


establecerse los fines y los criterios de cumplimiento de los objetivos en los queconsista la evaluación. La responsabilidad de todas las partes involucradas esesencial para obtener éxito a largo plazo de tales programas.

Los futuros esfuerzos de investigación en APWRA deben priorizarse paraque generen como mínimo la información necesaria para ejecutar los programasde manejo. Se sabe lo suficiente como para aplicar varias soluciones alternati-vas y hacer un seguimiento de su eficacia.

El liderazgo necesario para gestionar y hacer cumplir el programa corres-ponde a las agencias reguladoras responsables de extender los permisos paraoperar aerogeneradores en APWRA y hacer cumplir las condiciones de uso (porejemplo las provincias de Alameda y Contra Costa, el Calif. Dept. Fish & Ga-me, y el U.S. Fish & Wildlife Service).

Seguirán produciéndose muertes de aves mientras se diseñan y compruebanlas soluciones más eficaces. Sin embargo, las muertes continuadas pueden ge-nerar la oportunidad de comprender, in situ, los mecanismos subyacentes a lamuerte de aves, y cómo reducirlos mejor en el futuro. También suponen una re-ferencia a partir de la cual se pueden comparar los éxitos o fracasos de futurosesfuerzos en la reducción de muertes de aves. Además los programas que ten-gan éxito en la reducción de la mortalidad podrían ser aplicados no sólo en AP-WRA sino también en otras instalaciones eólicas.

Existe una necesidad urgente de establecer e integrar, de forma global y ve-rificable, programas de manejo que reduzcan la muerte de aves. Si siguen sinadoptarse cambios significativos en el emplazamiento y utilización de las turbi-nas y del espacio que las rodea, las compañías eólicas de APWRA se exponencada vez más a denuncias de diversos colectivos8. No se ha producido ningunaacción legal por parte de la administración federal o del estado contra ningunacompañía de energía eólica que opera en APWRA, a pesar del extraordinarionúmero de aves protegidas, incluyendo 1.500 – 2.300 águilas reales, que hanmuerto durante las dos últimas décadas. Más retrasos en adoptar una solucióneficaz exponen a las empresas eólicas a la denuncia de asociaciones conserva-cionistas, cuya misión es asegurar que se cumplan las leyes ambientales exis-tentes para proteger la fauna.

Aunque la acción legal puede atraer mayor atención al problema, será nece-sario identificar, comprobar, aplicar y hacer un seguimiento de soluciones in-novadoras9. Hacer esto llevará tiempo y requerirá un compromiso renovado dela industria eólica y las agencias locales, estatales y federales responsables de laadministración coherente de nuestros valiosos recursos naturales.

44 Birds and wind farms

8 Después de que este manuscrito estuviera escrito, se abrieron tres causas contra los propietariosde aerogeneradores por varias organizaciones conservacionistas sin ánimo de lucro. En elmomento de este manuscrito (julio 2006) sus resoluciones están aún pendientes.

9 Recientemente ha comenzado un programa experimental basado en la parada de ciertosaerogeneradores sospechosos de representar un alto riesgo de mortalidad de aves duranteciertas épocas del año.

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Capítulo 2

RESPUESTA DE LAS AVES AL PARQUE EÓLICO DELPUERTO DE BLYTH, NORTHUMBERLAND,

REINO UNIDO

E. S. LAWRENCEQuay House, Lochgilphead, Argyll, PA31 8JP, UK.

S. PAINTER AMEC Wind Ltd., Hexham, Northumberland, NE46 4NU, UK

B. LITTLE 37 Stella Drive, Blaydon, Newcastle-upon-Tyne, NE21 4LE, UK

RESUMEN

El presente estudio se realizó entre diciembre de 1991 y mayo de 2001 parainvestigar el potencial impacto de nueve aerogeneradores de 300 kW sobre laimportante población invernante de correlimos oscuro (Calidris maritima) delpuerto de Blyth. Este parque eólico, situado en una Zona de Especial InterésCientífico y de Protección Especial (según la Directiva Aves de la Unión Euro-pea), fue construido y puesto en funcionamiento en enero de 1993. Se llevarona cabo rastreos semanales en las playas más cercanas a las instalaciones eóli-cas en busca de cadáveres de aves, que fueron colectados para averiguar lacausa de la muerte. El estudio, que comenzó doce meses antes de la construc-ción del parque eólico, incluyó también el censo de todas las especies presen-tes en el puerto. Se tomó nota del comportamiento de vuelo de las cinco espe-cies más comunes en el puerto (Phalocrocorax carbo, Larus argentatus, L.marinus, L. ridibundus y Somateria mollissima). Finalmente, se realizaron treshoras de observación minuciosa en una muestra de turbinas para cuantificar lafrecuencia de los vuelos a través de la línea de aerogeneradores y alrededores.

Las conclusiones fueron las siguientes: (i) el correlimos oscuro no resultó afec-tado, ni en términos de desplazamiento de hábitat ni de colisiones; (ii) el éider co-mún mostró una baja frecuencia de colisiones con el rotor de las turbinas: un mí-nimo de 13 bajas registradas durante un periodo de 7,5 años, la mayoría duranteel primer año; (iii) se produjo una tasa relativamente constante de colisiones degavión atlántico y de gaviota argéntea europea a lo largo de los 7,5 años; (iv) nohallamos evidencia de desplazamiento de hábitat para ninguna otra población deaves invernante o nidificante (ni siquiera para un dormidero de ca. 120 cormora-nes grandes situado a 120 m de la turbina más próxima). Hubo indicios de que lascolisiones fueron más frecuentes con mal tiempo o baja visibilidad.

INTRODUCCIÓN

Este estudio, que se prolongó durante nueve años y cinco meses, hastamayo de 2001, surgió de la necesidad de hacer un seguimiento de parte depoblación invernante de correlimos oscuro (Calidris maritima) de importan-cia internacional en el puerto de Blyth, al norte de Newcastle, Northumber-land, Reino Unido. Existía un pequeño dormidero de esta especie en el mue-lle de esta localidad, donde en 1992 se erigieron nueve aerogeneradores(Figura 1).

El área de estudio se sitúa en una sección de costa protegida por la Directi-va Aves de la Unión Europea 79/409: el Área de Protección Especial de la Cos-ta de Northumberland. En el puerto se realizan varias actividades industriales yatraca una pequeña flota pesquera. El puerto aloja una población de gaviotas, undormidero de cormoranes grandes (Phalacrocorax carbo) y es utilizado por lapoblación invernante de éider común (Somateria mollissima).

El objetivo inicial del monitoreo de las aves fue medir los efectos directos eindirectos del parque eólico sobre las poblaciones locales de aves, como coli-siones y desplazamiento de hábitat. Los resultados preliminares se valoraroncomparando con estudios realizados en parques eólicos de otras zonas costeraseuropeas similares (Still et al. 1994, 1996). En fases sucesivas, el estudio secentró en mejorar la estima del número de aves alrededor de las instalacioneseólicas y en la observación directa del comportamiento de vuelo a través de lalínea de aerogeneradores (Tabla 1).

MÉTODOS

Las nueve turbinas eólicas de 300 kW están orientadas en sentido noroes-te-sureste, cada 200 m a lo largo de un rompeolas en el puerto de Blyth, si-tuado en la costa nordeste de Inglaterra, al norte de Newcastle (Figura 1). Lasturbinas empezaron a funcionar en enero de 1993. La altura de buje es de 25m, las palas miden 12,5 m y giran a 43 rpm. El parque eólico cubría inicial-mente una superficie de 60.000 m2, de los que el 7% estaba ocupado por losaerogeneradores.

La cronología de las diferentes partes del seguimiento de las aves se mues-tra en la Tabla 1.

En el estudio se contaron las poblaciones de todas las especies de aves pre-sentes en el puerto de Blyth antes de la construcción de las nueve turbinas. Laobservación de estas poblaciones continuó durante la fase de construcción y seprolongó dos años después de la finalización de la obra.

A lo largo de tres años, se registró el comportamiento de vuelo de las seis es-pecies más comunes, para identificar qué atributos del vuelo indicaban una ha-bituación a las nuevas estructuras. Para cuantificar la frecuencia de vuelos a tra-vés de la línea de turbinas se llevó a cabo un programa de tres horas deseguimiento en una muestra de aerogeneradores. El objetivo era identificar



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cambios en el comportamiento de vuelo alrededor de las turbinas y relacionar-los con las tasas de colisión.

Los conteos de mortalidad empezaron antes de la construcción del parque yse prolongaron durante 9,5 años. La búsqueda de cadáveres de aves se efectuóen cuatro sectores de la playa y en las bases de dos de las turbinas proximales(nº 1 y 2, Figura 1). El propósito de la búsqueda era registrar las colisiones conlos aerogeneradores, distinguirlas de muertes debidas a otras causas y determi-nar su importancia como causa de mortalidad.

La cantidad y la distribución de los bandos de éideres comunes en el puertode Blyth y sus alrededores se registraron mensualmente entre 1995 y 1998.

BÚSQUEDA DE AVES MUERTAS EN LA PLAYA

Las playas se rastrearon a pie sistemáticamente entre diciembre de 1991 (an-tes de la construcción del parque eólico) y finales de mayo de 2001. Las bús-quedas se efectuaban con marea alta a intervalos de siete días y duraban al me-nos 4 horas. El tiempo de procesado y de registro de datos aumentó en inviernodebido al incremento de aves encontradas muertas, y el esfuerzo de búsqueda serepartió de forma que la mitad de las playas se prospectaban los lunes y la otramitad los miércoles.

Todos los cadáveres encontrados fueron registrados, examinados para averi-guar la causa de la muerte y retirados. Los muestreos se llevaron a cabo por unúnico observador experimentado. Se tomaron fotografías de las aves supuesta-mente muertas por colisión, y los cadáveres fueron enviados al Centre for Eco-logy & Hydrology, en Huntingdon (antes Institute of Terrestrial Ecology) parasu autopsia.

Se analizó si existía correlación entre las muertes y las condiciones mete-orológicas (velocidad del viento, velocidad de las ráfagas, dirección del vien-to y visibilidad) presentes durante las 48 horas anteriores a la colisión. Estosanálisis se efectuaron únicamente con la submuestra de cadáveres asignadosa las categorías “muy frescos” (encontrados supuestamente 24 horas tras lacolisión) o “frescos” (48 horas). Se anotó la localización y la altura de otrasveinte estructuras prominentes (20-30 m de altura) cercanas al puerto, comosilos, tendidos eléctricos, torres de comunicación de celosía y grúas portua-rias.

FIABILIDAD DE LAS ESTIMAS DE LAS TASAS DE COLISIÓN

Otros estudios han abordado la fiabilidad en la tasa de encuentro de cadáve-res en playas como estimadores de la tasa de mortalidad (Still et al. 1994, 1996).La eficacia en la detección de los cadáveres se contrastó mediante un experi-mento ciego que reveló una tasa de detección del 95%.



Figura 1. Puerto de Blyth, Northumberland, Reino Unido. Situación del áreade estudio: parque eólico, playas muestreadas, punto de observación de lasturbinas y áreas de muestreo de éider común. Los aerogeneradores están nu-merados del 1 al 9.

La flotabilidad los cadáveres se calibró amarrando dos cadáveres frescos(<2 días) e intactos de cormorán moñudo (Phalacrocorax aristotelis) y otrosdos de arao común (Uria aalge) al lado del rompeolas orientado hacia elpuerto.

La actividad de los carroñeros se estimó a partir de observaciones de avescarroñeras diurnas, principalmente corneja común (Corvus corone) y gaviotasde gran tamaño. Además, se tuvo en cuenta una pérdida adicional debida al con-sumo nocturno por gatos domésticos o asilvestrados (Felis catus), zorros (Vul-pes vulpes), perros (Canis familiaris) y ratas (Rattus norvegicus). A partir de1991 el observador empezó a retirar sistemáticamente todos los cadáveres en-contrados en cada recorrido, con el fin de reducir de forma significativa su dis-ponibilidad para los carroñeros.

Se estimó la duración de los cuerpos varados en las cuatro playas mediantetres muestreos el 13 de noviembre de 1993, el 8 de diciembre de 1993 y el 21de febrero de 1994. Se marcaron in situ 76 cadáveres encontrados en la playacon una anilla de tamaño A en la base de las primarias. A continuación, el ob-servador revisó las playas durante ocho días consecutivos, anotando los cadá-veres marcados. La tasa de detección obtenida de este modo fue del 95%. A fi-nales de diciembre de 1993 hubo un fuerte temporal del este durante los tresúltimos días de observación, y en febrero de 1994 otro del sureste que coinci-dió con el cuarto día del experimento.

Se diseñó un experimento de deriva con bloques flotantes para medir laprobabilidad de detección de las aves muertas por colisión en las cuatro pla-yas muestreadas. Los días 5 de abril de 1995, 12 de abril de 1996 y 19 de fe-brero de 1999 se realizaron tres réplicas siguiendo la metodología de Flint &Fowler (1998). Las réplicas primera y última se llevaron a cabo con vientosdel oeste (desde tierra) y la otra con vientos del este (desde el mar). En cadaréplica se depositaron en el agua frente a las turbinas 54 bloques de madera(10 x 10 x 30 cm) en grupos de tres, tanto en el lado de mar abierto como enel lado del puerto. El experimento se realizó con marea alta y con marea ba-ja, colocando un total de 104 bloques. Cada bloque llevaba marcado un có-digo exclusivo y datos de contacto, por si fuesen encontrados por personasajenas al experimento. Después de cada suelta, el observador buscó en lasplayas durante cuatro días consecutivos y seguidamente realizó el muestreosemanal.

POBLACIÓN DE ÉIDER

Desde el principio quedó claro que la especie más importante de la zona des-de el punto de vista de la conservación, el correlimos oscuro, no estaba siendoafectada por los aerogeneradores (Still et al. 1994). Sin embargo, se precisabanmás datos sobre la población local de éider común, por lo que entre 1995 y 1998esta especie fue censada semanalmente en diez sectores de la costa y del estua-rio próximos al parque eólico.


Por www.henderyckx.com.Imagen aérea del parque eólico del puerto de Blyth (Reino Unido).

COMPORTAMIENTO DE VUELO EN EL PARQUE EÓLICO

Se llevaron a cabo observaciones de tres horas de duración, subdivididas enmuestras de 10 min, desde un punto situado a 80 m al suroeste de la turbina nº 4(Pilot House, Figura 1) usando prismáticos de 10 aumentos. Se registraron todos


los vuelos perpendiculares a la línea de aerogeneradores y al muelle próximo alas turbinas 5 a 9. La frecuencia de vuelos paralelos a la línea de turbinas era de-masiado alta y no pudo registrarse simultáneamente a los vuelos perpendicula-res. Se asumió que los vuelos perpendiculares a la línea de turbinas eran los mássusceptibles de terminar en colisiones. Puesto que el ángulo de visión de las tur-binas más distantes al punto de observación (nº 8 y 9, a 1,25 km) era oblicuo, sepuso mayor esmero en la asignación de la dirección de las aves para compensarel error de paralaje. Desde octubre 1996 hasta agosto de 1998 se efectuaron untotal de 31 sesiones, más frecuentes durante los meses de invierno, cuando au-mentaba el número éideres. Las sesiones comenzaban entre las 8:00 y las 15:00GMT, aproximadamente la mitad por la mañana y la mitad por la tarde.

Se calculó la media de las siguientes variables meteorológicas durante lastres horas de observación: velocidad y dirección media del viento, velocidadmedia de las ráfagas más fuertes, visibilidad y calidad de las condiciones de ob-servación. Las aves fueron registradas según las siguientes categorías: gaviotaargéntea europea (Larus argentatus); gavión atlántico (L. marinus); cormorángrande; éider común; y otros, principalmente gaviota reidora (L. ridibundus),gaviota tridáctila (Rissa tridactyla), charranes (Sterna sandvicensis, S. hirun-do/paradisaea), paloma bravía (Columba livia), y corneja común. Se registra-ron la trayectoria del vuelo y la dirección de la bisección con la línea que unecada par de turbinas adyacentes, a excepción de la nº 9. La altura de vuelo seclasificó a la altura del embarcadero en tres categorías: encima, dentro de, y ba-jo el área de barrido del rotor. Además, se anotaron todas las maniobras de lasaves para esquivar las turbinas y las colisiones.

RESULTADOS

FIABILIDAD DE LAS TASAS DE COLISIÓN

Flotabilidad de los cadáveresLos cuerpos se mantenían a flote durante 31-100 días bajo las condiciones

de marea y oleaje típicos del puerto.

Actividad de los carroñerosDe los 76 cadáveres examinados sólo uno fue consumido por cornejas co-

munes y desapareció.

Periodo de retención de los cuerpos varadosLos cadáveres marcados fueron retenidos en la playa durante un periodo va-

riable. En promedio los cuerpos permanecieron en la playa el 63% de los díasdesde su llegada hasta que finalizaba el periodo de seguimiento, durante unamedia de 4,25 días. Este cálculo se refiere a la sub-muestra de cuerpos reteni-dos como mínimo seis días, dado que parte de los cuerpos vararon hacia el fi-nal del periodo de búsqueda diaria en la playa. En la playa Norte los cadáveres


se mantuvieron 1,3 días más que en la playa Sur (en promedio 5,3 y 4,0 días,respectivamente), aunque la variación fue grande. En días posteriores se des-plazó la mayoría de los cuerpos a una distancia entre 10 y 50 m de la posiciónoriginal. Durante los muestreos de enero de 1994 los 5 cadáveres de la playa Al-can (situada dentro del puerto) se llevaron al extremo meridional de esta playa,sometida a mareas más altas de la media.

Experimento de derivaNo hubo diferencias significativas en la tasa ni en el tiempo de recuperación

de bloques de madera soltados con marea alta o con marea baja; ni entre los de-positados frente a las turbinas 1 a 5 respecto a los soltados frente a las turbinas6 a 9; ni en los dejados en el lado de mar abierto respecto a los dejados en el la-do del puerto (G-test, df = 1, p > 0,05). En cambio, la tasa de recogida con vien-tos del oeste fue de 6%-27%, mientras que con vientos del este fue del 70%. Losbloques depositados frente a las turbinas más alejadas (nº 7-9) tuvieron una ma-yor probabilidad de no ser recuperados si durante el experimento soplaban vien-tos del oeste. Con vientos del este, el 6% de los bloques se recuperó en playasno muestreadas, mientras que ese porcentaje ascendió al 43% con vientos deloeste. El periodo medio transcurrido entre la suelta y el varamiento de los blo-ques en las playas muestreadas fue de 1,0 días con vientos desde el mar, y de3,7 días con vientos desde tierra.

Los resultados de la primera suelta con vientos del oeste dieron una tasa derecogida del 30% -algunos fueron vistos a 0,8 km de la costa-. La tasa de reco-gida de los bloques soltados con vientos del este fue del 70%.

MORTALIDAD DEBIDA A OTRAS CAUSAS

Durante los 9,5 años de seguimiento, en las playas alrededor del puerto deBlyth se encontró un total de 2.539 cadáveres de aves, lo que constituye una ba-se de datos inestimable. Las diferentes causas de mortalidad han sido analiza-das por Still et al. (1996) y la proporción de muertes en cada categoría se man-tuvo inalterada. Aproximadamente el 3% de estos cadáveres tenía signos decolisión con los aerogeneradores u otras estructuras.

La distribución mensual de los cadáveres encontrados durante las búsquedasen las playas se muestra en la Figura 2 y sigue el patrón detectado durante losdos primeros años de estudio (Still et al. 1996). En general, entre los meses dediciembre y mayo el número de bajas fue el triple de los 20-25 cuerpos/mes ha-llados durante los meses restantes. Gaviotas, alcas (Alcidae), cormoranes y pa-lomas constituyeron más del 80% de las aves muertas (Still et al. 1996).

COLISIONES

Durante los 9,5 años de estudio se detectaron 104 colisiones con los aeroge-neradores, lo que incluye también a cuatro gaviotas argénteas, tres gaviones



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atlánticos y tres éideres asignados a la categoría “probable/posible” (Figura 3).Hasta 1998, año en que se suspendió la búsqueda de cadáveres bajo los tendi-dos eléctricos y otras estructuras, se detectaron un mínimo de 59 casos de muer-te por colisión con estructuras distintas a las turbinas (Figura 4). Entre octubrey abril la tasa de colisión (por cualquier causa) tendió a ser el doble que en losmeses de verano. El número de colisiones conocidas con los aerogeneradoresvarió entre 5-14 en invierno a 2-5 en verano (Figura 5). La tasa total de coli-siones con los aerogeneradores fue aproximadamente un 40% mayor que lasocasionadas por otras estructuras.

En 1996 y 1998 hubo 43 y 32 colisiones, con turbinas y con otras estructu-ras, mientras que en otros años se registraron entre 4 y 18 (Figura 5). No hayuna tendencia definida en el número de colisiones durante los 9,5 años, aunquedesde 1999 disminuyeron (Figura 5). La tasa total de colisión (no corregida porla tasa de recuperación, e incluyendo la categoría probable/posible) es de 1,3colisiones por aerogenerador y año. Si se incluye la peor tasa estimada de cuer-pos no recuperados, el 55%, la tasa anual de colisiones estimada para todas lasespecies ascendería a 2,4 colisiones por aerogenerador y año.

A partir de 1996, tres años después del comienzo del funcionamiento del par-que eólico, se observó una reducción en el número de éideres muertos por coli-sión con las turbinas (incluye la categoría “posible”; Figura 3). Las especies que


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Figura 3. Colisiones con los aerogeneradores.


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Figura 5. Variación anual de las bajas por colisión en Blyth.

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Figura 4. Recuperación mensual de bajas por colisión en Blyth.

colisionaron con los aerogeneradores con mayor frecuencia fueron las grandesgaviotas, sin que se detectase una tendencia definida en la frecuencia de coli-sión del gavión atlántico ni en la de la gaviota argéntea (Figura 3). En prome-dio, la frecuencia de colisión no corregida de estas dos especies fue 0,8 colisio-nes por aerogenerador y año.

En la categoría “otras especies” se encontraron siete gaviotas (cinco gavio-tas reidoras, una gaviota sombría Larus fuscus, y una gaviota tridáctila); un ful-mar boreal (Fulmarus glacialis); dos alcatraces atlánticos (Sula bassanus); trespalomas bravías; un archibebe común (Tringa totanus); un zarapito real (Nu-menius arquata); un cormorán; un ánsar piquicorto (Anser brachyrhynchus) yuna focha común (Fulica atra).

Los datos meteorológicos fueron recopilados para una submuestra de los da-tos con objeto de determinar si había una correlación entre colisiones y veloci-dad del viento/ráfagas combinada con visibilidad reducida.

Los análisis de los datos de seis años hasta 1998 revelaron que los vientosdel sureste y del oeste predominaron durante las 48 horas precedentes al im-pacto de las aves contra las turbinas, seguidos por vientos del sur, suroeste ynorte. Una correlación similar se produjo analizando las mismas variables y lascolisiones con otros tipos de estructuras. La velocidad media (±SE) del vientodurante esas 48 horas fue de 10,8 ± 0,47 m/s, y la media de las ráfagas máxi-mas fue de 16,4 ± 0,76 m/s SE (Painter et al. 1999).

El análisis de una muestra de 20 colisiones con turbinas en el invierno de1993-1994 reveló que los vientos del este y del sureste estaban asociados conlas colisiones con una frecuencia mayor (40%) que la frecuencia con que estosvientos soplaban (sólo el 5% y el 10%, respectivamente). Durante el mismo pe-riodo hubo una proporción relativamente alta de vientos del oeste y del norte(40% y 20%, respectivamente) pero sólo el 25% de las colisiones estuvieronasociadas a estas condiciones.

Durante el invierno de 1994-1995 los vientos soplaron procedentes del nor-este y del este durante el 10% del tiempo, pero el 37% de las colisiones tuvie-ron lugar en esas condiciones. No hubo asociación entre las colisiones y losvientos del sur y del suroeste, que fueron los dominantes durante el 35% deltiempo analizado (Painter et al. 1999).

Los vientos del noreste y del sureste soplaron con una frecuencia del 15%durante el invierno de 1995-1996, pero bajo estas condiciones se produjo el57% de las colisiones. No hubo asociación entre colisiones y la frecuencia conque soplaron los vientos del oeste, suroeste y del norte, que fueron los predo-minantes. Hay que resaltar que el tamaño de muestra en los dos últimos invier-nos fue sólo de 8 y 7 cadáveres, respectivamente (Painter et al. 1999).

DESPLAZAMIENTO DE HÁBITAT

Un bando de unos 120 cormoranes utilizaba como dormidero un área situa-da a menos de 120 m de la turbina más próxima (Still et al. 1994). Las obser-


vaciones resumidas en Still et al. (1994) indicaron que, durante la fase de cons-trucción, se verificó un desplazamiento temporal de los cormoranes que utiliza-ban parte del puerto como dormidero. Una vez terminadas las obras, el dormi-dero recuperó su tamaño inicial (Still et al. 1994). En cambio, el parque eólicono afectó al correlimos oscuro ni durante la fase de construcción ni durante lafase de funcionamiento. Los niveles de actividad de las gaviotas en el puerto deBlyth no se vieron afectados por el parque eólico. Por lo que respecta a los éi-deres comunes, no existía un censo de la población antes de la instalación delparque eólico, y el intercambio de individuos entre las sub-poblaciones que ocu-paban el área de Blyth resultó complejo (ver más abajo).

ÉIDERES

Durante el invierno la mayoría de los éideres se localizaron en Las Rocas,un arrecife sumergido rico en alimento (mejillones Mytilus edulis) situado aunos 350 m de la costa y a 1 km al norte de la turbina nº 1 (Figura 6). Otro ban-do algo menor, con unos 180 individuos, se encontraba en una zona situada en-tre el puerto de Blyth y el estuario, el sector de conteo Silos de Alcan, a unos200 m al noroeste de la turbina nº 1 (Figura 6).

A partir de observaciones directas, se asumió que se producía intercambioentre los bandos del puerto/estuario (y también el grupo asentado cerca de Si-los de Alcan) y los del arrecife (Las Rocas). Antes de 1992 estos desplaza-mientos locales implicaban a individuos o bandos de éideres que entraban o sa-


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Figura 6. Censo de éideres comunes.

lían nadando del puerto. Entre 1993 y 1995 la frecuencia de vuelos a través delmuelle pareció aumentar (observaciones anecdóticas), y a partir de 1996 losvuelos volvieron a ser paralelos a las instalaciones eólicas.

Aproximadamente la mitad de las colisiones de éider con los aerogenerado-res tuvieron lugar durante los tres primeros inviernos del estudio y la otra mitaddurante dos días no consecutivos, en abril y mayo de 1993. La mitad de los 16éideres muertos eran machos y la mitad hembras. Asimismo la mitad de lamuestra eran adultos. El 26% de la población local estaba compuesta por ma-chos adultos.

La dirección predominante de los vientos en las 48 horas previas al encuen-tro de las aves muertas fue sureste, este-sureste y este. Durante el invierno de1995/96, cuando la tasa de muertes de éideres atribuidas a colisiones con el par-que eólico era casi cero (Figura 3), los vientos predominantes procedían del es-te, como se ha mencionado. En la muestra de 68 éideres comunes recuperadosen las playas desde 1992 seguía habiendo registros de colisiones con otras es-tructuras después de 1996. No hubo colisiones durante julio y agosto, debido ala muda que les impide volar.

La procedencia de la población invernante de éider común en Blyth fue anali-zada a partir de los datos de anillamiento (British Trust for Ornithology; Painteret al. 1999). Las colonias de cría más cercanas a Blyth están situadas en las islasCoquet (15 km al norte), que cuentan con unas 1.000 parejas reproductoras. Delos 247 éideres comunes anillados en estas islas desde la década de 1950, el 3%se recapturó en Blyth y el 5% murió en un radio de 11 km al sur de las islas Co-quet. El 89% fue recapturado en otros sitios, principalmente hacia al norte, y el2% mucho más al sur de Blyth. Los datos de las aves anilladas en las colonias delas islas Farne (unas 2.400 parejas) muestran que el 1% fue recuperado en Blythy otro 1% lo fue más al sur. El 4% fue recuperado en un radio de 22 km al sur desu colonia de nacimiento, y la inmensa mayoría fue recuperada en otras zonas, so-bre todo al norte. Durante la época de cría se observa un éxodo de éideres comu-nes desde los alrededores de Blyth. El número de individuos que invernan enBlyth (900 en promedio) representa el 10% de las dos colonias de cría más pró-ximas situadas al norte (3.500 parejas). De las 16 colisiones de éider común conlos aerogeneradores, una hembra reproductora fue anillada en la isla Coquet.

COMPORTAMIENTO DE VUELO A TRAVÉS DEL PARQUE EÓLICO

Observaciones preliminares indicaron que los vuelos paralelos a la línea deaerogeneradores fueron más frecuentes que los vuelos transversales, los únicosanalizados en este apartado. Durante las 93 horas de observación, acumuladas alo largo de los 9,5 años de estudio, no se presenciaron colisiones, a excepciónde dos colisiones de gaviotas de gran tamaño con las aspas de los aerogenera-dores. En ambos casos las aves siguieron su recorrido hacia el mar, en direcciónnoreste a través del puerto, sin que se detectasen gaviotas en las siguientes bús-quedas semanales de cadáveres en las playas.


La tasa media de vuelos perpendiculares a la línea de molinos de Blyth fueaproximadamente de 60 aves/hora. Se observaron 791 cruces de aves a la altu-ra de los rotores en 93 horas de observación u 8,5 aves/hora. En 18 ocasioneslas aves realizaron un cambio repentino de dirección al aproximarse a las aspasen movimiento. Estas maniobras fueron denominadas “comportamiento de dis-tracción” y en total sumaron el 2% de los cruces del parque eólico, la mayoríaefectuados por gaviotas.

Aproximadamente el 80% de las aves que cruzaron a través de las cinco tur-binas muestreadas eran gaviones atlánticos y gaviotas argénteas, y el 80% delconjunto de vuelos observados se produjo por debajo del rotor (Figura 7). Su-mando los vuelos de las tres categorías de altura, las dos especies de gaviotascruzaron el parque a una media de 1 vuelo/minuto (Figura 7). Sólo en el 1% y3% de todos los cruces de gaviones atlánticos y gaviotas argénteas, respectiva-mente, las aves formaban bandos de más de 10 individuos; sin embargo, el pa-so de estos bandos constituyó el 14% y el 35% del total de tránsito de cada es-pecie respectivamente.

En las gaviotas se observó una tendencia, menos pronunciada en el gaviónatlántico, a cruzar entre las turbinas nº 6 y 7, asociada a una reducción de acti-vidad del 20% entre las turbinas contiguas (Figuras 8a, 8b). Hubo una tasa devuelo relativamente baja alrededor del sector noroccidental de la turbina nº 5, ytodavía más baja en la turbina nº 9, situada en el extremo sureste del muelle (Fi-guras 8a-c). En promedio se detectó una tasa relativamente baja de vuelos por


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Gaviota argentea europea (Larus argentatus)

Figura 7. Altura de vuelo de aves que cruzaron entre las turbinas.

encima del extremo de las aspas; por ejemplo, una gaviota argéntea sobre lasturbinas nº 6 y 7 por cada 5 horas de observación; o un gavión atlántico sobrelas turbinas nº 5 y 6 por cada 12 horas de observación (Figura 8c). En prome-dio, el 10% de los vuelos de gavión atlántico y el 12% de los de gaviota argén-tea europea tuvieron lugar a la altura del rotor (Figura 8b).

Dado que estas observaciones sistemáticas empezaron en octubre de 1996, só-lo en tres casos se registraron cruces de éideres a través del parque eólico (Figu-ras 7 y 8b). En los tres casos, los vuelos se realizaron a la altura del rotor (Figura8b) aunque una muestra tan reducida no permite llegar a ninguna conclusión.

Los cormoranes grandes cruzaron el parque eólico regularmente, a razón de5 aves/hora (la mayoría por debajo del rotor; Figura 7) especialmente entre lasturbinas nº 5 y 7 (Figuras 8a, b). Las turbinas nº 6 y 7 flanquearon uno de losprincipales dormideros de cormoranes del puerto. La actividad de las aves (prin-cipalmente gaviotas) estuvo correlacionada con la entrada en el puerto de lospesqueros de arrastre, con los movimientos de las dragas y con los desplaza-mientos crepusculares de cormoranes y gaviotas desde y hacia los posaderos.

La categoría “otras especies” se refiere principalmente a la gaviota reidora,la gaviota tridáctila, paloma bravía y corneja común, y también especies oca-sionales como el fulmar boreal, el charrán patinegro, el porrón moñudo (Ayth-ya fuligula), el vuelvepiedras común (Arenaria interpres), el zarapito real y lagraja (Corvus frugilegus). En su conjunto, estas especies apenas cruzaron elparque eólico (5 aves/hora considerando cruces a todas las alturas). La mayoría


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Otras especiesCormorán grande (Phalacrocorax carbo)Eider común (Somateria mollissima)Gavión atlántico (Larus marinus)Gaviota argentea europea (Larus argentatus)

Figura 8a. Tasa de cruce (0,00 – 16,00 cruces/hora) entre turbinas.


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Figura 8b. Tasa de cruce (0,00 – 3,00 cruces/hora) entre turbinas.

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Figura 8c. Tasa de cruce (0,00 – 0,35 cruces/hora) entre turbinas.

de los cruces se observó a la altura del área de barrido del rotor (36% en pro-medio; Figura 8b). Hubo también una tendencia a que los cruces fuesen más fre-cuentes entre las turbinas nº 5 y 6 (Figuras 8a, b, c).

DISCUSIÓN

Las cuatro principales conclusiones de este estudio fueron:(i) el correlimos oscuro no se vio afectado por las turbinas ni en términos

de desplazamiento de hábitat ni de colisiones. Por eso el parque eólicono perjudicó la integridad del objetivo de la conservación del hábitatcostero (shore line) según la Directiva Aves de la Unión Europea (Stillet al. 1994, 1996);

(ii) no hubo evidencia de desplazamiento de hábitat en poblaciones de otrasaves invernantes o nidificantes (cormorán grande y éider común);

(iii) las especies que sufrieron más colisiones fueron el gavión atlántico y lagaviota argéntea europea;

(iv) el éider común mostró una tendencia a colisionar con las turbinas en lostres primeros años de funcionamiento, con una media de 0,2 colisio-nes/turbina/año. En los siguientes 5,5 años se detectaron un mínimo deuna colisión por año en todo el parque eólico.

Hubo evidencia de que las colisiones bien con los aerogeneradores, bien conotras estructuras presentes en el puerto de Blyth, estaban asociadas a épocas devisibilidad reducida o mal tiempo; sin embargo no se detectaron mortandadesmasivas de aves.

Hubo constancia de que la tasa de colisión de las dos grandes especies de ga-viotas se mantuvo relativamente constante a lo largo del estudio. La extrapolaciónde las observaciones del comportamiento de vuelo de estas especies indica que lascolisiones son esporádicas. La mayoría de las aves modificó su comportamientode vuelo al acercarse a las turbinas. La relativamente baja y constante tasa anualde colisión de láridos puede explicarse por la competencia por los descartes de lospesqueros llegados al puerto. En cambio, la tasa de colisión de éideres disminuyódespués de los primeros tres años de actividad del parque eólico. Esto puede de-berse a cambios en el comportamiento de vuelo, puesto que aparentemente no hu-bo alteración en la distribución espacial de los bandos. Tanto con antelación a lainstalación del parque eólico en 1992 como a partir de 1996, los éideres bien sedesplazaban nadando en la parte alta del puerto, o bien volaban en dirección su-reste/noroeste, en paralelo al muelle, y al llegar a la turbina nº 9 cambiaban a di-rección norte/noreste (Figura 1). Los pocos vuelos de cruce a través del muelle serealizaban a una altura inferior a la del rotor. En el periodo intermedio los éiderescruzaron ocasionalmente las turbinas a la altura del rotor.

Es evidente que la tasa de detección de cadáveres no fue del 100% en esteparque eólico situado entre un puerto y un estuario. Los experimentos de con-trol indicaron que aproximadamente el 5% (sobre todo paseriformes de peque-ño y mediano tamaño) no pudo detectarse durante las búsquedas. La tasa de des-


aparición de los cuerpos varados o flotantes debida a los carroñeros no fue me-dida, pero puede considerarse similar a la encontrada en parques eólicos no cos-teros (Winkelman 1992). Se esperaba que no se detectase una fracción de loscadáveres entre las búsquedas semanales, estimada a partir del tiempo medio deretención de 4,25 días. Aunque es muy improbable que la relación sea lineal, enel peor de los casos se estima que entre el 10 y el 20% de los cadáveres termi-naría por desaparecer por acción de las olas en los intervalos entre las búsque-das semanales. Este fenómeno sería más acusado durante los temporales y losperiodos de mareas altas. Un resultado común de experimentos previos de suel-ta de bloques cerca de la orilla fue su bajo índice de recuperación en condicio-nes de viento procedente del interior (Flint & Fowler 1998). El mismo resulta-do se obtuvo en el rompeolas del puerto de Blyth, donde hasta con vientos deleste un 30% de los bloques terminó varado fuera de las playas más próximas.No se realizaron experimentos para controlar si los bloques respondían a losmovimientos de vientos y corrientes de la misma forma que los cadáveres deaves de tamaño y forma similar.

Observaciones directas permiten concluir que las colisiones con los rotoresson hechos pocos frecuentes. Atendiendo a la tasa corregida de colisiones, ha-bría que realizar unas 730 horas de observación en una muestra de cinco turbi-nas para presenciar todas las colisiones. Winkelman (1985) encontró que el 3%de las aves que atravesaban el parque eólico lo hacía dentro del área de barridodel rotor, y el 1% efectuaba una desviación repentina de su recorrido. En esteestudio, los porcentajes ascienden al 16%* y 2%, respectivamente (*aunque serefieren a todos los vuelos a la altura del rotos, pero no necesariamente en el dis-co barrido por las aspas). La tasa de cruces varió entre aerogeneradores. Estopuede explicarse por la variedad de especies involucradas, la variedad de hábi-tats en esta zona y las preferencias de hábitat de cada especie. Por esta razón hayque ser cauto a la hora de extrapolar la tasa de colisión obtenida en un determi-nado parque eólico.

Hay evidencia en otros parques eólicos de que, con fuertes vientos en contra,aumenta el riesgo de colisiones con turbinas (Winkelman 1992) y tendidos eléctri-cos (Henderson et al. 1996). Según los datos meteorológicos de tres años en Blyth,hubo una mayor probabilidad de colisión con vientos del este, noreste y sureste.Estas direcciones eran relativamente poco frecuentes, pero estaban relacionadascon una mayor cantidad de días con visibilidad reducida por nieblas y brumas.

Los machos adultos de éider común presentaron una frecuencia de colisiónmayor de lo esperado por su frecuencia en la comunidad local de aves. El impac-to de la muerte de 28 individuos (estima resultante una vez corregido el efecto delos accidentes no detectados) concentrada en un periodo de tres años depende dediferentes factores. Por ejemplo, si procedían de una misma colonia, de si el re-clutamiento en esa colonia era o no limitado, de la tendencia a largo plazo de lapoblación, y del signo de la tendencia en la productividad de la población.

En el transcurso de los nueve años de estudio las dos especies de gaviotas degran tamaño sufrieron una tasa de colisión relativamente constante, que puededeberse tanto al tamaño de la población residente como a la alta frecuencia con


la que cruzaban el muelle. En total, las gaviotas sumaron el 80% de las colisio-nes en Blyth, una proporción mayor que la registrada en otros estudios: 50%(Winkelman 1989); 25% (Pedersen & Poulson 1991); 22% (Musters et al.1996). En Blyth, parte de las colisiones pudieron producirse durante las perse-cuciones en vuelo al competir por los descartes de los barcos. En estas situa-ciones fue habitual observar cambios repentinos de dirección y roces con las as-pas. Las colisiones de gaviota reidora, más pequeña que los otros láridos,supusieron una fracción significativa en la categoría “otras especies” (en 9,5años, un mínimo de 5); en otros parques eólicos situados en localidades coste-ras europeas, la gaviota reidora también es víctima de colisiones (Musters et al.1996, Winkelman 1985, 1989, 1992).

La tasa máxima de paso de aves registrada durante el pico de migración oto-ñal en un parque eólico holandés fue de 13,7 aves/hora (Winkelman 1992),mientras que en Blyth fue de 60 aves/hora (4,4 veces más alta). La tasa de co-lisión registrada por Winkelman (1992) fue de 0,1 aves/turbina/día; durante elperiodo de estudio, en Blyth se registraron 0,007 aves/turbina/día (24 cadáveresdetectados; una estima de 45 cadáveres tras considerar una tasa de recuperacióndel 55% en 680 días). Winkelman (1992) estimó que el 0,008% de las aves quese acercaban al parque eólico terminaría colisionando con las turbinas. Trasla-dando esta proporción a la frecuencia de vuelos diurnos que se producen a tra-vés del parque eólico de Blyth, cabría esperar que en el mismo periodo se hu-bieran acumulado 2.100 cadáveres. Claramente, la discrepancia en el orden demagnitud entre estas predicciones y lo observado sugiere que el comportamien-to de las poblaciones de aves en distintos parques eólicos difiere significativa-mente (por ejemplo, las aves en las áreas de estudio de Winkelman podrían sersobre todo migrantes terrestres nocturnos). Por tanto, las generalizaciones de lastasas de colisión tienen que realizarse con cautela dado que los resultados deBlyth pueden ser representativos sólo de poblaciones de aves predominante-mente residentes y, en su mayoría, diurnas.

De los tres estudios más completos sobre colisiones en parques eólicos ho-landeses situados en la costa o a la orilla de lagos, es posible obtener las si-guientes estimas de la tasa de colisión diaria de anátidas por turbina:

Urk (Winkelman 1989): 0,003Kreekraksluizen (Musters et al. 1996): 0,003Oosterbierum (Winkelman 1992): 0,007

Media (b) 0,004 anátidas/turbina/día

Los resultados acumulados de nuestras observaciones en los aerogeneradoresde Blyth arrojan una tasa de cruce de 0,033 éideres/hora. Asumiendo que todoslos cruces de esta especie son diurnos, el número anual de éideres que volaron ala altura del rotor (menos los dos meses en los que no vuelan) fue 120 (a).

Por tanto, los datos empíricos predecirían que en Blyth el número de éideresque colisionarían al año sería 9ab = 4.


La tasa de colisión de éider en el parque eólico de Blyth a partir de las ob-servaciones de vuelo fue cero. En total, durante los 9,5 años de estudio se regis-tró una media de 2 colisiones de éideres/año, sin aplicar la corrección de los ca-dáveres no detectados. Con una tasa de recuperación de cuerpos de eíderes del60%, el número de colisiones al año en Blyth sería de 3,4. En Holanda las tasasde colisión obtenidas a partir de datos de observación de aves en vuelo y de ca-dáveres encontrados tampoco concuerdan, pero se parecen algo más si se com-paran los valores medios a largo plazo. Esto puede deberse a que (i) el éider esmenos propenso a colisionar respecto a las anátidas del estudio holandés (el ín-dice de evitación de las aspas fue alto), y/o (ii) en Blyth se verificó una mayorfrecuencia de cruces durante los primeros 2-3 años de funcionamiento o, alter-nativamente, los éideres en Blyth realizaban vuelos nocturnos con frecuencia.

Por AMEC Wind Energy Ltd.Parque eólico del Puerto de Blyth y su faro (Reino Unido).

Algunas observaciones anecdóticas durante la primera parte del estudio seña-laron que la distribución agregada de colisiones de éideres comunes estaba aso-ciada con condiciones de visibilidad reducida mantenida durante los 2 días demuestreo, acompañada de viento del sureste o del este. Además, el estudio deWinkelman (1992) pone de manifiesto que velocidades y direcciones específicasdel viento estaban relacionadas con una mayor frecuencia de colisiones. Por tan-to, el número anual de días de riesgo para el éider (a) puede ser multiplicado porla frecuencia de horas al año con visibilidad inferior a 100 m. De 156 visitas se-


manales, entre el 4 de febrero de 1994 y el 6 marzo 1997, en el 41% se registróvisibilidad deficiente, y en el 2% sin visibilidad a más de 100 m. Ambas catego-rías de visibilidad estaban fuertemente asociadas con vientos del noreste, este ysureste. Incorporando la corrección de los periodos de visibilidad reducida (2%de las horas diurnas) a las ecuaciones resulta en una estima de cuatro colisionesde éideres comunes al año en el parque eólico del puerto de Blyth.

AGRADECIMIENTOS

El trabajo descrito en este artículo fue realizado gracias a contratos del Pro-grama New and Renewable Energy, gestionado por AEA Technology plc en re-presentación del Ministerio de Comercio e Industria del Reino Unido. Las opi-niones expresadas en este capítulo son las del agente contratado y no reflejannecesariamente las opiniones de AEA Technology plc o las del Ministerio deComercio e Industria.

BIBLIOGRAFÍA

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Capítulo 3

ATRAPADOS EN EL CORREDOR DEL MAR DEL NORTEMERIDIONAL: EL POTENCIAL IMPACTO DE LOS PARQUES EÓLICOS OFFSHORE SOBRE LAS AVES

MARINAS

ERIC W.M. STIENENVAN WAEYENBERGE ECKHART KUIJKEN

Institute of Nature Conservation, Kliniekstraat 25, B-1070 Brussels, Belgium.

JAN SEYS Flanders Marine Institute, Victorialaan 3, B-8400 Ostend, Belgium.

RESUMEN

La cuneiforme extremidad meridional del mar del Norte constituye un im-portante corredor para la migración de aves marinas. Se estima que un to-tal de 1-1,3 millones de estas aves la atraviesan cada año. La mayor parte(40-100%) de la población migradora de págalo grande y de gaviota enanautiliza el estrecho de Dover para abandonar el mar del Norte, así como el30-70% de la población de charranes y de gaviotas sombrías. Además, el 10-20% de los colimbos chicos y de los somormujos lavancos puede pasar poreste cuello de botella. Todas las especies nombradas, a excepción del pága-lo grande, se encuentran principalmente en aguas costeras a no más de 20km de la playa, donde está prevista la ubicación de la primera generaciónde parques eólicos offshore. De momento, poco se sabe del impacto de estasinstalaciones sobre las aves marinas. Este grupo de aves es estratega de lak y, por tanto, extremadamente vulnerable al impacto de la actividad huma-na sobre la supervivencia de individuos adultos. Por esta razón y por la fal-ta de información sobre la migración nocturna de las aves marinas y sobresu reacción ante estructuras emplazadas en el mar, como los parques de ae-rogeneradores, es conveniente ser muy cuidadosos. El posible impacto ne-gativo de nuevos parques eólicos offshore sobre aves marinas residentes ymigradoras tiene que ser investigado siempre de forma escrupulosa, espe-cialmente en este cuello de botella.

INTRODUCCIÓN

Numerosos estados europeos se han comprometido a producir una cantidadconsiderable de energía limpia como parte fundamental de sus estrategias parareducir las emisiones de dióxido de carbono. Entre las fuentes de energía reno-vable, los parques eólicos marinos (también conocidos como offshore) ofrecenperspectivas especialmente atractivas. Con las primeras instalaciones ya cons-truidas y múltiples proyectos en fase de estudio, los parques eólicos pueden con-vertirse en un rasgo característico de las costas del mar del Norte. Por razoneseconómicas las aguas costeras poco profundas constituyen lugares ideales parael emplazamiento de parques eólicos marinos. Desde el punto de vista ecológi-co, estas aguas tienen un alto valor ya que son hábitats de alimentación, de des-canso y de migración muy importantes para las aves marinas (Skov et al. 1995).Resulta intuitivamente llamativo proponer que evitando las áreas donde se con-centra la actividad de las aves se eliminarían muchos de los potenciales proble-mas creados por las turbinas. Es posible determinar si un futuro emplazamientose encuentra en un área con alta densidad estacional o si se solapa con el área dedistribución de alguna especie amenazada. Gracias a estos estudios, al menos seha intentado que muchos parques eólicos terrestres eviten zonas muy utilizadaspor las aves con objeto de minimizar conflictos potenciales entre intereses eco-nómicos y ecológicos. En este capítulo mostraremos que la elección del sitio ba-sada en datos científicos es mucho menos obvia en áreas marinas.

Este artículo trata del impacto potencial de los parques eólicos offshore sobrelas aves marinas. La definición de ave marina es la de una especie que pasa unaparte importante de su vida en el mar, se alimenta sobre todo en el mar y está bienadaptada al ambiente marino (Furness & Monaghan 1987). Esta definición no ex-cluye a especies que se reproducen en tierra y que prefieren zonas de costa o dealta mar fuera de la época de cría, como la gaviota enana (Larus minutus), la ga-viota reidora (L. ridibundus) o el negrón común (Melanitta nigra). Por el contra-rio, no pertenecen a este grupo las aves limícolas (a excepción de los falaropos) yaquellas especies que, si bien migran a través del mar, no consiguen allí el grue-so de su alimento. A efectos prácticos hemos seleccionado las 18 especies predo-minantes en la comunidad de aves marinas del mar del Norte meridional (Tabla1). En los siguientes párrafos nos limitaremos a estas especies y a este área.

Entre las características de las aves marinas destacan su longevidad (indivi-duos de la mayoría de las especies pueden superar los 20 años de vida), su ma-durez sexual tardía y su reducido tamaño de puesta. Las especies que adoptanestas estrategias vitales se denominan estrategas de la k. A diferencia de las es-trategas de la r, estas especies son especialmente vulnerables a la acción huma-na. Un pequeño cambio en la supervivencia de los adultos puede tener un im-pacto sustancial a nivel poblacional. Además, tras un declive catastrófico estaspoblaciones tardan en recuperarse mucho más que las especies de vida corta,dado que su baja tasa de reproducción y su madurez sexual retardada impidenuna rápida recuperación. Dicho de otro modo, si los parques eólicos offshoreafectaran a las aves marinas adultas, el impacto a nivel poblacional podría ser



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grave. Las especies que viven en la costa son las más amenazadas, ya que la pri-mera generación de parques eólicos marinos se ubicará en aguas poco profun-das. En un futuro cercano, las aves migradoras costeras encontrarán una cade-na de parques eólicos en sus migraciones por el litoral europeo, y tendrán queenfrentarse a su impacto acumulado.

Sobre la base de estudios realizados en hábitats terrestres, se puede argumen-tar que los aerogeneradores pueden tener impactos directos e indirectos sobre lasaves marinas. Entre los primeros destacan la mortalidad causada por colisionescon las aspas del rotor o con la torre y los accidentes provocados al ser absorbi-dos por la estela que deja el rotor (por ejemplo Petersen & Nøhr 1989, Winkel-man 1989, 1992a). Muchas aves costeras colisionan con las turbinas de noche,durante los crepúsculos o en condiciones de escasa visibilidad (por ejemplo conniebla o con fuerte lluvia; Winkelman 1992b). Cabe mencionar como impactosindirectos las molestias a las aves mientras descansan o se alimentan, y la pérdi-da de hábitat de alimentación, descanso y migración en los parques eólicos (porejemplo Petersen & Nøhr 1989, Winkelman 1989, 1992b, c, d, Van der Windenet al. 1996). Hay pocos estudios sobre los efectos de los parques marinos y re-sulta difícil acceder a sus resultados. Una excepción es el pequeño parque eóli-co marino de Tunø Knob (Dinamarca) cuyo potencial impacto sobre la avifaunaha sido investigado a fondo. En la zona se encuentran poblaciones numerosas deéider común Somateria mollissima y de negrón común. Después de la construc-ción de Tunø Knob se produjo una importante disminución de éideres que fueatribuida a fluctuaciones naturales en la disponibilidad de alimento (Guillemetteet al. 1998, 1999). Los investigadores concluyeron que la presencia del parqueeólico no afectaba a la distribución diurna ni a la abundancia de esta ave. El úni-co impacto detectado fue que los éideres evitaban volar o posarse cerca de lasinstalaciones, y preferían nadar en esa zona. Además, durante la noche, rehusa-ban volar a menos de 1.500 m de distancia del parque eólico (Tulp et al. 1999).Aunque los autores del estudio se muestran cautos con los resultados obtenidos,y destacan la necesidad de estudios adicionales para evaluar el impacto del par-que eólico bajo diferentes condiciones, los productores de energía eólica han uti-lizado las conclusiones favorables de estos estudios para resaltar la falta de con-flictos entre los parques eólicos marinos y las aves. Sin embargo, esta precipitadageneralización es fundamentalmente incorrecta. No hace falta decir que los es-tudios de evaluación de impacto deben necesariamente ser específicos de cadasitio y para cada especie. El parque eólico de Tunø Knob no puede compararsecon ningún otro parque marino. Su limitado tamaño (sólo dos filas, cada una con5 aerogeneradores), la relativamente baja potencia de sus turbinas (500 kW) y,sobre todo, la avifauna de su entorno, impiden cualquier parangón.

ESTADO DE LA CUESTIÓN

En las últimas décadas, los estudios sobre la distribución espacial y tempo-ral de las aves marinas han recibido mucha atención. Desde el comienzo de los


censos sistemáticos de aves marinas en el mar del Norte a finales de los años70, seis atlas se han publicado sobre esta zona (Baptist & Wolf 1993, Carter etal. 1993, Camphuysen & Leopold 1994, Anonymous 1995, Stone et al. 1995,Offringa et al. 1996). Los muestreos intensivos por barco y avioneta han pro-porcionado los datos necesarios para la designación de zonas importantes paralas aves marinas en el mar del Norte (Skov et al. 1995). Aunque esto supuso unimportante paso adelante hacia su conservación, la escasa resolución de estosmapas (por ejemplo la costa del Mar del Norte meridional está clasificada en sutotalidad como Área Importante para las Aves) no permite predecir patrones lo-cales en la densidad de aves marinas. A menudo los mapas se basan en la ex-trapolación de datos a pequeña escala sobre áreas y periodos mucho mayores,ensombreciendo patrones espacio-temporales detallados. Por consiguiente, losmapas tienen una validez limitada para predecir efectos a escala relativamentepequeña, como los de los parques eólicos marinos. Aunque la zona meridional,en particular la costa belga, sea probablemente el área mejor estudiada de todoel mar del Norte (Offringa et al. 1996, Seys 2001), incluso allí falta informaciónpara poder predecir el impacto de los parque eólicos marinos sobre la avifauna,dado que no existen datos suficientes del comportamiento en vuelo de las aves.

La información sobre patrones de migración y de vuelo (por ejemplo en re-lación con los dormideros y áreas de alimentación) es escasa, y sin embargo si-


Por Wouter CourtensVíctima de una colisión (charrán común, Sterna hirundo)

en las turbinas del puerto de Zeebrugge, Bélgica.

gue siendo crucial para poder ponderar el impacto potencial de los parques eó-licos marinos. La migración sobre el mar se estudia principalmente medianteobservaciones realizadas desde tierra durante el día. Gracias a ellas sabemosque especies típicamente costeras y limícolas dominan la migración a lo largode la costa meridional del mar del Norte (Camphuysen & Van Dijk 1983, Bo-rrey et al. 1986, Van Westrienen 1988, Platteeuw et al. 1994). Además, estosgrupos de aves muestran una fuerte dependencia de la velocidad y dirección delviento. Las verdaderas aves marinas se observan cerca de la costa únicamentedurante temporadas con predominio de fuertes vientos del noroeste. Aunque lasobservaciones desde tierra suministran información valiosa acerca de los patro-nes de migración cerca de la costa, son insuficientes para evaluar el impacto delos parques eólicos sobre las aves migradoras. Este tipo de información no só-lo se limita a una estrecha franja costera, sino que no detalla datos esencialescomo la altitud de vuelo. Sin embargo, la deficiencia más notable de los censosdesde tierra es la imposibilidad de detectar las concentraciones de aves migra-torias nocturnas. Otros aspectos poco conocidos en aves marinas son el riesgode colisión específico de especie y la sensibilidad a las molestias, lo que haceimposible obtener estimas fiables del impacto de los parques eólicos marinossobre la avifauna. Actualmente, se están llevando a cabo nuevos estudios paramedir la altitud de vuelo de las aves marinas en alta mar. Un estudio reciente hapuesto de manifiesto la fuerte influencia de la velocidad y dirección del vientosobre la altura de vuelo de las aves marinas migradoras cerca de la costa, ade-más de una pronunciada variación interespecífica en la respuesta (Krüger &Garthe 2001). El equipo European Seabird at Sea está trabajando sobre un ín-dice de perturbación para aves marinas específico de especie que combina todala información disponible sobre sensibilidad y riesgo de colisión. Este índicepuede ser utilizado para elaborar un atlas de vulnerabilidad que identifique zo-nas particularmente sensibles en lo que respecta a interacciones entre aves ma-rinas y turbinas. Se trata de los primeros pasos hacia un mejor entendimientodel posible impacto de los parques eólicos marinos. Pese a que este conoci-miento no llegará a tiempo en todas partes, seguramente contribuirá a que laelección de la ubicación de futuros parque eólicos se lleve a cabo con sensatez.

EL MAR DEL NORTE MERIDIONAL COMO CORREDOR PARA LAS AVES MARINAS MIGRADORAS

La parte más meridional del mar del Norte (51-52ºN: Figura 1) se encuentraentre el estrecho de Dover y el mar del Norte central. Sus aguas poco profun-das (profundidad media < 30 m), turbias y agitadas se caracterizan por la co-rriente del Atlántico Norte y por los aportes de agua dulce de los ríos Rin, Es-calda y Támesis. En este área la pesca, la extracción de arena y grava y eltransporte marítimo se llevan a cabo de forma intensiva (Maes et al. 2000). Convarias crestas arenosas resultado de los desplazamientos de sedimentos y deagua de deshielo durante varios periodos glaciales, la variación estructural de la


topografía es única dentro del mar del Norte (Houbolt 1968, Eisma et al. 1979)y causa fuertes gradientes en las comunidades bénticas (Cattrijsse & Vincx2001). Los inventarios extensivos desde barcos y avionetas realizados durantelas décadas de 1980 y 1990 indicaban que se trata de una zona importante parael paso, descanso y alimentación de las aves marinas (Stone et al. 1995, Offrin-ga et al. 1996, Seys 2001). En ella se encuentra una cantidad globalmente re-levante (más del 1% de la población mundial) de colimbo chico Gavia stellata,somormujo lavanco Podiceps cristatus, alcatraz atlántico Sula bassana, negróncomún, págalo grande Stercorarius skua, gaviota enana, gaviota cana Larus ca-nus, gaviota sombría L. fuscus, gaviota argéntea europea L. argentatus, gaviónatlántico L. marinus, charrán patinegro Sterna sandvicensis, charrán común S.hirundo, charrancito común S. albifrons y arao común Uria aalge (Offringa etal. 1996, Seys 2001), y constituyen un área de descanso para numerosas avesmarinas invernantes en el Canal (Offringa et al. 1996).

Aunque el conocimiento del patrón de distribución de las aves marinas eneste área del mar del Norte sea excelente y pueda ser utilizado a la hora de ele-gir la ubicación de futuras instalaciones eólicas marinas, es notoria la falta dedatos sobre patrones de desplazamiento de las aves y, en particular, las áreas en


Figura 1. Mapa que muestra cómo las aves marinas migradoras que se diri-gen hacia el sur se concentran en la cuña del mar del Norte meridional.

las que pudieran concentrarse las rutas de vuelo. Mirando el mapa de la extre-midad meridional del mar del Norte (Figura 1), resulta evidente que la entradacuneiforme del estrecho de Dover (paso de Calais) puede actuar como una na-sa dentro de la que se producen concentraciones temporales de aves cuando en-tran o salen del mar del Norte meridional. En la Tabla 1 se resumen los resulta-dos de una búsqueda bibliográfica exhaustiva sobre la importancia de este áreapara la migración y el descanso de las aves marinas (ver información detalladaen Seys 2002). En conjunto, se estima que alrededor de 1-1,3 millones de avesmarinas pueden cruzar esta zona cada año. La mayoría (40-100%) de la pobla-ción migradora de págalo grande y gaviota enana utilizan el Canal para aban-donar el mar del Norte, así como el 30-70% de los charranes residentes duran-te el verano y de gaviotas sombrías. Además, el 10-20% de la poblaciónmigradora de colimbo chico y somormujo lavanco, y el 3-10% de las gaviotasdel género Larus (a excepción de la gaviota enana), alcatraz atlántico y negróncomún, puede cruzar este cuello de botella. Las poblaciones de especies pelági-cas (fulmar boreal Fulmarus glacialis, gaviota tridáctila Rissa tridactylus y al-cas) normalmente son grandes y es muy difícil estimar sus movimientos de dis-persión. Por lo tanto, con estas especies se utiliza una estima conservativa de<1-3 %.

De la Tabla 1 se resalta que el mar del Norte meridional juega un papel fun-damental como ruta migratoria de al menos ocho especies, esto es, más del 10%de su población migradora total pasa por allí. No obstante, no todas las especiespresentan el mismo riesgo de colisión o la misma tolerancia a las molestias pro-vocadas por las turbinas; las más vulnerables son las que pasan cerca de la cos-ta. Aunque no haya información detallada sobre las rutas migratorias en marabierto, los patrones generales de distribución pueden dar pistas acerca de laspreferencias de hábitat de las aves marinas migradoras. Con la excepción delpágalo grande, las demás especies que se exponen a un riesgo potencial viven apoca distancia de la costa (Offringa et al. 1996, Seys 2001). Suponiendo que elpatrón de distribución de cada especie refleja más o menos sus rutas migrato-rias, se puede concluir cautelosamente que los parques eólicos suponen un ries-go para ocho especies. Muchas de estas especies migran en parte, y algunas deellas lo hacen sobre todo por la noche o durante los crepúsculos (Cramp & Sim-mons 1977, Camphuysen & Van Dijk 1983, Allein & Boudolf 1998), cuando elriesgo de colisión es más alto. Cuatro de las ocho especies (colimbo chico, ga-viota enana, charrán patinegro y charrancito común) están amenazadas a nivelinternacional.

¿QUÉ HACER?

Los países ribereños del mar del Norte meridional deberían evaluar cuida-dosamente la decisión de instalar parque eólicos marinos en sus costas, dada laimportante función de este área como cuello de botella en la ruta migratoria delas aves marinas y teniendo en cuenta que hay poca información sobre sus mo-


vimientos nocturnos y el riesgo de colisión. Sin embargo, ya hay algunos pro-yectos avanzados para construir parques eólicos en la costa suroriental del Rei-no Unido y la costa belga. Sin una sólida base científica es imposible predecirlos efectos acumulados de estas instalaciones eólicas. En este momento, los po-sibles escenarios de efecto sobre las aves marinas varían desde un pequeño im-pacto hasta la eliminación de poblaciones enteras. Si los países afectados asu-men sus responsabilidades con la conservación de la vida silvestre, tienen queobtener la información específica necesaria para valorar el impacto potencialsobre la avifauna marina. Siguiendo el ejemplo del caso danés, se puede empe-zar por un estudio piloto en el que se lleve a cabo una investigación científicaintensiva durante unos cuantos años. Basándose en los resultados que se obten-gan, se podrá decidir si salvaguardar este corredor migratorio o por el contrario,si no se prevén efectos significativos, fomentar la energía eólica marina en lazona. En cualquier caso, es indispensable un seguimiento estrecho y cuidadosa-mente diseñado, tanto en el propio parque eólico como a nivel de población.Debido a la longevidad y a la madurez retardada de las aves marinas, los efec-tos a nivel de población pueden tardar en manifestarse. Por tanto, sería aconse-jable combinar seguimiento a largo plazo y el modelado de las poblaciones. Só-lo de ese modo se puede asegurar que los importantes valores naturales del mardel Norte meridional se conserven en el futuro.

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Capítulo 4

INVESTIGACIÓN SOBRE COLISIÓN CON AEROGENERADORES EN ESTADOS UNIDOS

DAVE STERNERSUE ORLOFF

LINDA SPIEGELCalifornia Energy Commission,

Public Interest Energy Research Program, 1516 Ninth St MS-50,

Sacramento, CA G5814, U.S.A

RESUMEN

Aunque en Estados Unidos la energía eólica se considere una de las fuentesde energías renovables menos agresivas con el medio ambiente, se conoce queprovoca la muerte de aves, principalmente a causa de colisiones con las aspasde los aerogeneradores. En algunos casos la mortalidad es tan elevada quepuede llegar a amenazar algunas poblaciones locales y a especies protegidas.Las soluciones a este problema no parecen estar a la vuelta de la esquina, y laindustria eólica se enfrenta a retrasos en sus proyectos y al riesgo de multas porincumplimiento de leyes y tratados. Algunos de los factores implicados en lascolisiones son la abundancia de las aves y de sus presas, el comportamiento delas aves, el diseño y la distribución espacial de las turbinas y las característi-cas topográficas del paisaje. No es fácil averiguar en qué grado incide cadauno de estos factores en el riesgo de colisión, que más bien parece ser resulta-do de una combinación de estas variables. Probablemente, el control de las po-blaciones de presas podría reducir sensiblemente la propensión de las rapacesa colisionar con las turbinas, pero tendría otras importantes repercusiones,tanto directas como indirectas.

La mayoría de las muertes de aves provocadas por turbinas ocurren en losparques eólicos de California, especialmente en el de Altamont Pass, donde seestima que perecen al año más de 1.000 aves, en su mayoría rapaces. Este par-que eólico fue construido en una zona de alta concentración de rapaces, y losestudios han revelado que ciertas especies experimentan mayor riesgo queotras más abundantes. Características comportamentales específicas, como vo-lar a baja altura, seguir a las presas y atacarlas con vuelos en picado, puedenexplicar este hecho. Fuera del estado de California, el mayor porcentaje de co-

lisiones corresponde a paseriformes migradores nocturnos, y esta diferencia esprobablemente debida a la presencia de turbinas de mayor altura, colocadas deforma más espaciada y en lugares pocos utilizados por las rapaces.

Los protocolos de investigación y análisis del impacto adoptados en los di-ferentes parques eólicos no han sido homogéneos, lo que ha obstaculizado tan-to la comprensión exhaustiva de los riesgos cuanto el desarrollo de medidas efi-caces para reducirlos. El National Wind Coordinating Committee ha elaboradouna completa guía para normalizar métodos e índices para el cálculo del im-pacto de los parques eólicos existentes y futuros. Estas directrices han permiti-do unos análisis más robustos de evaluación del impacto, y en su conjunto po-drían emplearse para determinar umbrales de densidad de aves por encima delos cuales serían inadmisibles las instalaciones de energía eólica. En AltamontPass se está utilizando una aplicación de este protocolo para cuantificar ries-gos de colisión específicos asociados con factores biológicos y físicos, y paradesarrollar un modelo predictivo que permita situar las turbinas en zonas debajo riesgo.

La tendencia a reemplazar viejas turbinas por otras más grandes y eficien-tes puede llevar a una disminución de los accidentes, gracias a factores comola reducción de la velocidad media periférica y de giro, y de la densidad de ae-rogeneradores. Sin embargo, para determinar si estas medidas redundan enuna disminución significativa de las colisiones se requieren seguimiento y aná-lisis.

El impacto de los parques eólicos sobre los murciélagos ha sido poco estu-diado. En estudios recientes se han registrado bajas por colisión en este taxón,y en un parque eólico en Wisconsin es posible que haya más muertes de qui-rópteros que de aves. Debido a su reducido tamaño y a la acción de los carro-ñeros, los cadáveres de murciélagos son difíciles de detectar, y las cifras que semanejan en la actualidad están probablemente subestimadas. Los métodos demuestreo utilizados para las aves no son los más adecuados para los murciéla-gos.

INTRODUCCIÓN

La fuerza del viento se ha utilizado comercialmente como fuente de energíadesde principio de los años 80, convirtiéndose en una de las tecnologías de ener-gía renovable más prometedoras para producir electricidad en Estados Unidos.Existen actualmente 22 estados con plantas eólicas, y hay muchas más proyec-tadas (Erickson et al. 2001). La energía eólica está considerada como una de lasfuentes de energía limpia a escala global porque no produce emisiones, es rela-tivamente barata, es compatible con otros muchos usos del territorio y tiene po-tencial para reducir la dependencia de los combustibles importados.

Las instalaciones eólicas, sin embargo, provocan la muerte de muchas aves.Erickson et al. (2001) han calculado que las 15.000 turbinas operativas en Es-tados Unidos a finales de 2001 serían responsables de la muerte de entre 10.000


y 40.000 aves por año, el 81% de las cuales ocurrirían en California. En algu-nos casos estas muertes suponen una amenaza para las poblaciones a nivel lo-cal, por lo que muchas especies reciben protección legal, entre ellas las rapacesy las aves migratorias. En vista del efecto acumulado de la mortalidad de avesdebida a la acción humana, cualquier esfuerzo dirigido a reducir esta cifra esimportante.

Entre los años 80 y 90, California lideraba el desarrollo de la energía eólicaen Estados Unidos, siendo responsable de más del 90% de su producción. Enesos años el impacto potencial de la industria eólica sobre las aves aún no eraampliamente reconocido, y por lo tanto apenas se consideraba. A finales de los80, sin embargo, salieron a la luz datos sobre frecuentes colisiones de aves, es-pecialmente rapaces, en Altamont Pass, lo que incitó a los investigadores a es-tudiar el impacto de otros parques eólicos en California (CEC 1996). Desde en-tonces, la opinión pública, las leyes estatales y federales de conservación, y lasposibles sanciones y demandas han generado retrasos, modificaciones y parali-zaciones de nuevos proyectos en California y en otros estados (Erickson et al.2001).

En instalaciones eólicas más modernas no se registra un número de rapacesaccidentadas tan elevado como el de Altamont Pass. Esto no ha sido conse-cuencia del diseño de las instalaciones, sino simplemente del emplazamiento delos nuevos parques eólicos en lugares menos accidentados y con menor densi-dad de rapaces que Altamont Pass. Parte de este logro se debe también a eva-luaciones de los lugares previas a la construcción (Sinclair comunicación per-sonal, Strickland comunicación personal) y a la adopción de un métodoestandarizado de evaluación de proyectos desarrollado por el National WindCoordinating Committee (NWCC; Anderson et al. 1999). Por último, tambiénhan contribuido una menor densidad de turbinas y los nuevos diseños de aero-generadores instalados en las nuevas plantas eólicas. Sin embargo, los investi-gadores necesitan más información para reducir las bajas en las instalacionesexistentes. No está claro si la sustitución de las antiguas turbinas por las de nue-va generación será una medida realmente eficaz para la disminución de la mor-talidad. En consecuencia, la investigación debe dirigirse a encontrar nuevas me-didas que reduzcan los riesgos de colisión mediante cambios en el diseño de lasturbinas y la selección cuidadosa de los puntos para su emplazamiento.

Hasta hace poco apenas se había investigado para determinar el impacto delos parques eólicos sobre los murciélagos. Durante los primeros estudios demortalidad en aves se registraron casos aislados de murciélagos muertos, perolos datos en parques eólicos de reciente construcción indican que la mortalidadde este grupo es mucho mayor. Por este motivo, se han emprendido estudios es-pecíficos sobre las tasas de colisión de murciélagos en algunas de estas instala-ciones.

La energía eólica ofrece una fuente de electricidad relativamente benignadesde el punto de vista ambiental, lo que permite predecir una multiplicación delos proyectos eólicos en Estados Unidos. Encontrar soluciones para las colisio-nes de murciélagos y aves en los parques eólicos será la manera de garantizar a


las instituciones, a la industria eólica y a una opinión pública interesada en quela planificación y la autorización de las instalaciones eólicas se llevan a cabocon criterios ambientalmente responsables.

RESUMEN DE LA INVESTIGACIÓN SOBRE COLISIONESDE AVES CON AEROGENERADORES

ESTIMA DEL NÚMERO DE MUERTES

Numerosos estudios sobre mortalidad de aves se han llevado a cabo en losparques eólicos estadounidenses. Sin embargo, no siempre ha sido posible com-parar los resultados obtenidos por métodos heterogéneos o procedentes de áre-as de estudio con características diferentes. Además, sólo una minoría de estostrabajos se ha sometido a la crítica de una revisión independiente y se han pu-blicado en revistas científicas. A pesar de estas dificultades, se pueden realizaralgunas comparaciones genéricas sobre el nivel de riesgo entre parques eólicos.

Los primeros muestreos sistemáticos de finales de los años 80 ya indicabanque las rapaces morían a tasas más altas que otros grupos de aves. En Califor-nia, y en particular en el parque eólico de Altamont Pass, las rapaces son mássusceptibles a las colisiones que otras especies. Orloff & Flannery (1992, 1996)fueron los primeros en señalar que el águila real Aquila chrysaetos, el gaviláncolirrojo Buteo jamaicensis y el cernícalo americano Falco sparverius moríanmás frecuentemente que el jote de cabeza roja Cathartes aura y el cuervo Cor-vus corax, a pesar de que las dos últimas especies eran más abundantes. Este ha-llazgo ha sido confirmado por estudios más recientes en los parques eólicos deAltamont Pass (Thelander & Rugge 2001, Thelander et al. 2001), San Gorgo-nio y Tehachapi (Anderson comunicación personal).

Comparado con otros parques eólicos de California, en el de Altamont Passviven poblaciones de rapaces residentes e invernantes sustancialmente mayores,y en él se detecta una tasa de mortalidad de rapaces considerablemente más al-ta. Utilizando los datos procedentes de un estudio realizado entre 1989 y 1991,los científicos extrapolaron las estimas anuales de mortalidad de rapaces al con-junto de las instalaciones de Altamont, y encontraron que las colisiones varia-ron entre 403 (primer año) y 163 (segundo año). El número estimado de águi-las reales muertas por colisión fue de 39 por año (Orloff & Flannery 1992). Enun estudio más reciente en Altamont, en el que el esfuerzo de búsqueda ha sidomás sistemático e intensivo, Thelander y Rugge (2001) indicaron que las avesmuertas al año se acercaban a 1.000, de las cuales más de la mitad eran rapacesprotegidas. Los resultados de las investigaciones realizadas en otros estados deEstados Unidos indican que la incidencia de las colisiones de rapaces que se ob-servan en California, y en particular en Altamont Pass, podría ser anómala (Ta-bla 1). En otros estados, el mayor porcentaje de muertes se observa entre los pa-seriformes, en su mayoría migrantes nocturnos. Erickson et al. (2001) en unarevisión de 11 estudios de mortalidad realizados en ocho estados, entre los que



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no se encontraba California, contabilizaron un total de 204 colisiones, de lascuales sólo seis eran de rapaces.

Si bien es difícil comparar la tasa de mortalidad entre estudios realizados enáreas diferentes, en rapaces la tasa anual de colisiones por turbina es de 0,033en California (0,048 en Altamont Pass) y de 0,006 en otros estados. Según es-tos estudios, fuera de California el porcentaje de mortalidad más elevado co-rresponde a paseriformes, aunque se considera que no supone un peligro paralas poblaciones a nivel local o regional (Kerlinger 1997, Erickson et al. 2000,Johnson et al. 2000a, b, Curry & Kerlinger 2000, Osborn et al. 2000).

Como se ha mencionado anteriormente, lo que más diferencia a AltamontPass de otros parques eólicos es su mayor densidad de rapaces y su relieve másvariado. El número tan alto de colisiones registradas en Altamont Pass ha ser-vido para resaltar la importancia de la ubicación de las plantas eólicas y ha con-seguido que en algunos casos se preste más atención al nivel de uso de una zo-na por las aves antes de su construcción (Sinclair comunicación personal;Strickland comunicación personal).

Otra causa que explicaría las diferencias interestatales en las tasas de morta-lidad reside en la fecha de construcción, siendo los parques de California másantiguos que los del resto de Estados Unidos. Respecto a parques eólicos másmodernos, los parques de California generalmente se construyeron sobre super-ficies mayores, y en ellos se instalaron muchos pequeños aerogeneradores a unadensidad muy superior. Por ejemplo, en Altamont Pass existen actualmente unas5.400 turbinas, la mayoría de las cuales suministran una potencia inferior a 250kW, mientras que el parque eólico de Buffalo Ridge en Minnesota cuenta con400 turbinas, la mayoría con una potencia superior a 750 kW (Tabla 1). El di-seño de los aerogeneradores es otro factor potencial, aún sin comprobar, que po-dría explicar la menor mortalidad de aves en parques eólicos fuera de Califor-nia, donde las aspas son más largas, la velocidad de giro y la velocidadperiférica son menores, y el tamaño de las turbinas es mayor.

EFECTOS POBLACIONALES DE LAS COLISIONES DE AVES CON AEROGENERADORES

Pocos estudios se han llevado a cabo para determinar el impacto de los par-ques eólicos sobre la viabilidad poblacional de una determinada especie. Un es-tudio de viabilidad poblacional es muy complicado y relativamente caro, dadoque se requiere un seguimiento intensivo de parámetros poblacionales en el cam-po durante varios años para cada especie de interés (Morrison & Pollock 1997).

La mayoría de los estudios sobre la mortalidad de aves atribuible a colisio-nes con turbinas concluyen que las especies afectadas son bastante comunes yno están amenazadas a nivel poblacional. La mortalidad de rapaces, en cambio,sí despierta preocupación: siendo especies relativamente escasas y menos pro-ductivas en relación con otros grupos de aves, las poblaciones de rapaces sonmás vulnerables a la mortalidad por causa humana.


En Altamont Pass, el interés por las colisiones de aves con los aerogenera-dores se ha enfocado hacia las rapaces, especialmente el águila real. Hunt(2002) ha calculado que en este parque eólico cada año mueren por colisión en-tre 40 y 60 águilas reales. En un radio de 20 millas alrededor de Altamont Passreside una de las mayores concentraciones mundiales de águilas reales repro-ductoras. Un modelo poblacional elaborado a partir de siete años de radiotele-metría ha indicado que aunque las colisiones con las turbinas son la principalcausa de mortalidad, en la actualidad la población local se encuentra equilibra-da demográficamente, tal vez mantenida por inmigración. Hunt (2002) ha ad-vertido que seguir modificando los usos de suelos en las inmediaciones del par-que eólico, unido a las colisiones con las turbinas, podría afectar a la poblaciónen el futuro. Los datos recientes de alta mortalidad en el mochuelo de madri-guera Athene cunicularia una especie con estatus especial de conservación(Thelander & Rugge 2001) y la posibilidad de que los ejemplares reintroduci-dos del amenazado cóndor de California Gymnogyps californianus utilicen al-gún parque eólico, sugieren la necesidad de estudios adicionales sobre los im-pactos a nivel de población.

CAUSAS DE ACCIDENTE

ComportamientoDebido a las diferencias interespecíficas en el comportamiento de vuelo y en

el modo de posarse, el riesgo de colisión no es el mismo para todas las aves(Thelander & Rugge 2000). La mayoría de las aves que se aproximan a un ae-rogenerador lo evitan pasando por encima o cruzando sin que se produzcan ac-cidentes (Rogers et al. 1976, McCrary et al. 1984, Orloff & Flannery 1992,Winkelman 1992, Kenetech 1995). No obstante, algunas rapaces pueden sermás proclives a colisionar con las turbinas a causa de su comportamiento devuelo y de caza: frecuentemente vuelan a poca altura y la colisión se produce albuscar la presa o al tirarse en picado sobre ella. Orloff (1992) observó que el33% de las rapaces en el parque eólico de Tehachapi y el 39% en Altamont Passvolaban a la altura de las turbinas. Según Hunt (2002) las águilas reales son mássusceptibles de colisionar porque cazan en vuelo, y no desde un posadero. Encambio, se han registrado muy pocas colisiones, o ninguna, de aguilucho páli-do Circus cyaneus, que suele volar por debajo de los 9 m de altura mínima delas palas, y lo mismo ocurre con cuervos y jotes de cabeza roja, que se alimen-tan principalmente de carroñas (Orloff & Flannery 1992, Thelander & Rugge2000).

Hunt (2002) y Orloff & Flannery (1992) coinciden en que la abundancia deardilla terrestre de California (Spermophilus beecheyi) puede aumentar signifi-cativamente su búsqueda por las rapaces y, por tanto, el riesgo de colisión en Al-tamont Pass. Hunt (2002) encontró una correlación significativa entre las ra-diolocalizaciones de águila real y las áreas con alta densidad de ardillas.Smallwood et al. (2001) observó que el número de halcones muertos en las hi-


leras de aerogeneradores aumentaba con la proximidad de poblaciones densasde ardillas y de tuzas de Botta (Thomomys bottae).

La edad y el estado reproductor de las aves pueden ser también factores deriesgo. Los inmaduros de águila real y de gavilán colirrojo mueren por colisiónmás de lo que predeciría su abundancia en Altamont Pass (Orloff & Flannery1992). Estos investigadores atribuyen este fenómeno a la inexperiencia de losindividuos más jóvenes. Sin embargo, Hunt (2002) encontró que la mayoría delos cadáveres de águila real no eran de jóvenes sino de subadultos y adultos noreproductores. Probablemente esta discrepancia se debe al hecho de que Orloff& Flannery (1992) no separaron jóvenes y subadultos en diferentes clases deedad. Hunt (2002) atribuyó la mayor tasa de mortalidad de subadultos y no re-productores a que estos individuos dedican mayor cantidad de tiempo que losadultos reproductores a la búsqueda de alimento en el parque eólico. Los indi-viduos reproductores no se alejaron de sus territorios, localizados mayoritaria-mente fuera de Altamont Pass.

Diseño de las turbinasGrandes parques eólicos de California, como los de Altamont Pass, San Gor-

gonio o Tehachapi, utilizan diferentes modelos de turbinas. Es probable que al-gunas de sus características técnicas, por ejemplo la disponibilidad de posade-ros, el número de palas, las alturas máxima y mínima de las aspas, la velocidadde las aspas (es decir, la velocidad periférica y los giros por minuto), el área debarrido del rotor y el tipo de movimiento de la turbina (a velocidad fija o varia-ble), influyan en el riesgo relativo de colisión de las aves. Determinar el nivelde riesgo de cada una de estas variables no es tarea fácil, puesto que probable-mente no sólo interaccionen entre sí, sino también con otras variables, como lascaracterísticas del lugar (por ejemplo la topografía) o la disposición espacial delas turbinas.

Orloff & Flannery (1992, 1996) observaron que las colisiones eran signifi-cativamente más frecuentes en turbinas horizontales con torres de celosía, queofrecen una superficie de posaderos superior a cualquier otro tipo de turbinas.Por esta razón se intentó reducir la disponibilidad de posaderos en las torresexistentes y se recomendó que las turbinas de nueva implantación llevasen to-rres tubulares, con muy poco espacio para posarse. Hasta el momento no se hanpublicados estudios que evalúen las técnicas de reducción de los posaderos, pe-ro está claro que no se trata del único factor de riesgo. En un estudio reciente,Thelander & Rugge (2000) indican que en Altamont Pass también las turbinascon torres tubulares son peligrosas para las aves.

Algunos estudios han demostrado que existe una fuerte correlación positivaentre la velocidad de giro y la velocidad periférica con la mortalidad de rapaces(Orloff & Flannery 1996, Thelander & Rugge 2001), pero se han encontrado re-sultados contradictorios respecto al efecto del área de barrido del rotor (Howell1997, Orloff & Flannery 1992, 1996, Thelander & Rugge 2001). Las demás ca-racterísticas de las turbinas han sido poco estudiadas y no se han alcanzado con-clusiones definitivas sobre sus efectos.


La última generación de turbinas operativas en parques eólicos fuera del es-tado de California (y que se han propuesto para reemplazar las existentes en Ca-lifornia) presentan características tan diferentes de las anteriores, que es preci-so determinar qué riesgos potenciales suponen para las aves. En general, losnuevos dispositivos, todos de dimensiones mayores que los antiguos, presentancaracterísticas aparentemente propicias para la disminución de las colisiones.Son 7-15 veces más potentes que las turbinas existentes, por lo que se producela misma energía utilizando menos turbinas. Su velocidad de giro es menor (10-22 rpm) que la de las turbinas más comunes de Altamont Pass (72 rpm). Ade-más, aunque la velocidad máxima periférica de las nuevas turbinas a velocidadvariable sea comparable con la de las antiguas y más corrientes turbinas a velo-cidad fija, la velocidad periférica media de las primeras resulta considerable-mente inferior.

Por otro lado, el área de barrido del rotor y el tiempo de funcionamiento delas nuevas turbinas son mayores, lo que haría aumentar sus riesgos relativos.Thelander (comunicación personal) observó que las colisiones de aves por hile-ra de turbinas eran proporcionales al área total barrida por sus aerogeneradores.Tucker (1996a, b), sin embargo, concluyó que las aves tenían menor probabili-dad de colisionar con rotores grandes que con rotores pequeños. Su análisis sebasa en el supuesto de que se producen menos accidentes con turbinas grandesgracias a su mayor eficacia: a igual velocidad de viento las palas girarían másdespacio. Por ejemplo, una turbina moderna que genera 15 veces más energíaque las turbinas antiguas, barrería al año una superficie solo 4 veces mayor, pe-se a que el aumento previsto del tiempo de operación sea del 55% y que el au-mento del área barrida se multiplicaría por 12.

Howell (1997) comparó una serie de turbinas pequeñas en Altamont Passcon otras cuya área de barrido era 3,46 veces mayor, y encontró que un área debarrido mayor no estaba relacionada con una tasa de mortalidad por turbina másalta. En cualquier caso, la nueva generación de turbinas es más grande que cual-quiera de los tipos estudiados por Howell, y hasta el momento no se ha evalua-do su riesgo relativo, tarea que es necesario acometer cuanto antes, dado que es-tas turbinas reemplazarán a otras ubicadas en zonas de alta densidad de rapaces.

La variedad en el comportamiento de las rapaces indica que pueden existircompromisos asociados a la modificación del diseño de las turbinas. Por ejem-plo, unas especies pueden beneficiarse de unas aspas muy alejadas del suelo,mientras para otras el factor de riesgo aumentaría cuanto más elevada sea la al-tura máxima de las palas. Lo que es cierto es que existen pocas conclusiones so-bre la relación entre la altura de los aerogeneradores y las colisiones. En un es-tudio reciente realizado en Altamont Pass, donde se analizaron turbinas conrotores entre 14 y 43 m de altura, Thelander et al. (2001) observaron que las to-rres con rotores a 24 m de altura provocaban más muertes de lo esperado porazar en el gavilán colirrojo, el águila real, el cernícalo americano, el mochuelode madriguera y la lechuza común Tyto alba. Hunt (2002) encontró un elevadoporcentaje de mortalidad de águila real en uno de los tipos de turbinas más pe-queñas de la planta eólica de Altamont Pass. Si bien es cierto que esta turbina


era, además, la más habitual, las muertes de águila real se registraron por igualen zonas con y sin este tipo de turbinas, lo que sugiere que un número despro-porcionado de muertes está asociado con las turbinas más pequeñas. El com-portamiento de búsqueda de alimento del águila real sugiere que estas colisio-nes pueden deberse en parte a la altura relativamente baja de la torre, que haceque las aspas estén más cerca del suelo que en el 95% de los otros diseños deturbina. De ser eso cierto, el uso de las nuevas turbinas podría suponer una dis-minución de la mortalidad de esta especie, dado que sus palas giran a mayor dis-tancia del suelo.

Diseño de las plantas eólicasLa relación entre la distribución espacial de las turbinas y la tasa de morta-

lidad ha sido evaluada en diferentes sitios. Sin embargo, la variación en las ca-racterísticas de los lugares donde se emplazan los parques eólicos, en la dispo-sición de los aerogeneradores y en el diseño de las plantas, ha impedido extraerconclusiones definitivas. Puesto que las rutas de vuelo siguen generalmente ladirección de los vientos dominantes, colocar las turbinas en la posición y con laorientación óptima para aprovechar la energía del viento puede obstaculizar eldesplazamiento local y la migración de las aves (Colson & Associates 1995).Orloff & Flannery (1992) encontraron una mayor tasa de mortalidad de todaslas especies en grupos de turbinas relativamente espaciadas, y sugerían que unaagrupación más densa de las turbinas ahuyentaría a las aves de manera más efi-caz. Por otro lado Hunt (2002) indicó que una mayor densidad de turbinas au-mentaría el riesgo de colisión de águilas reales por la mayor dificultad de volaren el espacio reducido que queda entre las aspas. Finalmente, Thelander et al.(2001) encontraron una correlación positiva entre el número de colisiones de ra-paces y el número de aerogeneradores por hilera.

Orloff & Flannery (1992, 1996) y Curry & Kerlinger (2000) observaron unamayor tasa de accidentes en las turbinas del extremo de una hilera que en las dela zona central. Estos autores explicaban este patrón por la cercanía de las tur-binas distales a desfiladeros y zonas escarpadas, donde los vientos soplan ge-neralmente con mayor velocidad y las rapaces realizan lances de caza lateralesy usan los vientos de ladera para ganar altura. Otros estudios, en cambio, no co-rroboran estas conclusiones (Anderson comunicación personal, Howell & Noo-ne 1992, Thelander & Rugge 2000). Thelander et al. (2001) sugerían que un es-paciado irregular, con huecos entre turbinas más grandes que la media, puedeproducir más bajas de rapaces. La mortalidad asociada a las turbinas de la par-te terminal de la hilera encontrada por Orloff & Flannery (1992, 1996) puededeberse en parte a este mismo patrón: los aerogeneradores distales a menudoson también los que se encuentran separados del más próximo por un espaciomayor. Todas estas características de la disposición de los aerogeneradores (es-paciado irregular, huecos, turbinas terminales) precisan una definición estrictay estandarizada en futuros estudios.

La topografía en el parque eólico puede afectar a la frecuencia de colisión delas aves. Orloff & Flannery (1992) encontraron tasas de mortalidad consisten-


temente más elevadas en turbinas situadas cerca de desfiladeros que en las ale-jadas de ellos. Howell & Noone (1992) asociaron la muerte de aves con áreasbajas en la parte central de una hilera de turbinas (depresiones) y con áreas ele-vadas en sus extremidades (crestas). Según Thelander & Rugge (2001), las tur-binas ubicadas en uno de los tres mayores desfiladeros del parque eólico de Al-tamont Pass fueron responsables de entre 1,8 y 3,6 veces más muertes de loesperado en el gavilán colirrojo, el águila real, el mochuelo de madriguera y lalechuza común. Estos autores, además, encontraron que con las turbinas en de-presiones y en crestas colisionaban más gavilanes colirrojos de lo esperado, yque las colisiones de águila real eran más frecuentes con las torres situadas enladeras. Cerca de los bordes de la meseta de Foote Creek Rim (Wyoming), don-de se ubica un parque eólico, Johnson et al. (2000b) observaron una densidadmás elevada de rapaces que en el interior de la meseta, y recomendaron cam-biar de lugar las turbinas de los bordes como medida para reducir la probabili-dad de colisión.

Las características de diseño y mantenimiento de carreteras y otras estructu-ras pueden contribuir indirectamente al incremento de la mortalidad de aves, alaumentar la densidad de sus presas. Orloff & Flannery (1992), y más reciente-mente Smallwood et al. (2001), han propuesto que los márgenes verticales y la-terales, entre otros rasgos de carreteras, plataformas y áreas de mantenimientocercanas a las turbinas, pueden ofrecer refugio a las presas de las rapaces, lo queincitaría a un aumento de la búsqueda de comida. Los resultados preliminaresdel estudio de Smallwood et al. (2001) indican que la presencia de la tuza deBotta en los alrededores de las turbinas puede estar relacionada con la muertede muchas rapaces, especialmente del gavilán colirrojo.

IMPACTOS SOBRE EL HÁBITAT

En comparación con otras formas de producción de energía, los parques eó-licos ocupan una gran cantidad de espacio por megavatio producido. En el oes-te de Estados Unidos, las plantas eólicas han sido ubicadas sobre todo en espa-cios abiertos, lo que permite otros aprovechamientos del suelo como laagricultura, la ganadería y distintos usos extensivos. Gracias a esto, los parqueseólicos pueden favorecer el mantenimiento de un hábitat semi-natural, benefi-cioso a largo plazo para las aves. Se trata principalmente de zonas de caza paralas rapaces y de nidificación para las aves que crían en el suelo, y en ellas se hanmantenido los escasos árboles y la cobertura arbustiva.

Orloff (1992) estimó que el 5–10% del hábitat potencial para la alimenta-ción, nidificación y descanso de las aves es sustituido por las plataformas de losaerogeneradores y las vías de acceso. Las instalaciones más recientes disponende turbinas más grandes y eficientes, necesitan menos carreteras y plataformas,y mantienen una mayor cantidad de espacio conservado. Además, en muchas deestas nuevas instalaciones los tendidos eléctricos son subterráneos, lo que redu-ce la posibilidad de colisiones y electrocuciones con los cables.


Los estudios llevados a cabo en Estados Unidos sobre alteración del hábitathan arrojado resultados dispares. Howell & Noone (1992) no encontraron dife-rencias en la cantidad de nidos de rapaces antes y después de la construcción delparque eólico Montezuma Hills, en California. En cambio, Johnson et al.(2000c) observaron una reducción del uso del hábitat en 7 de 22 especies deaves que crían en pastizales después de la construcción del parque eólico deBuffalo Ridge, en Minnesota. Estos autores consideraron este impacto de pocaimportancia y sin consecuencias a nivel poblacional. Por el contrario, Leddy etal. (1999) estimaron densidades de aves en pastizales del Programa de Conser-vación de Reservas del parque eólico de Buffalo Ridge y encontraron que ladensidad media de 10 especies era cuatro veces más alta a 180 m. de las turbi-nas que en los pastizales más próximos a los aerogeneradores. Los autores die-ron más importancia a esas densidades reducidas en vista de la preocupación anivel regional por el declive de los paseriformes de pastizales de las regionescentrales de Estados Unidos, debido a las prácticas agrícolas, al pastoreo y a lainvasión de plantas leñosas.

REDUCCIÓN DE LOS FACTORES DE RIESGO

El reconocimiento del riesgo potencial para las aves ha influenciado los crite-rios de selección de lugares para instalar nuevos parques eólicos en Estados Uni-dos (Anderson comunicación personal, Strickland comunicación personal). Evitaráreas con alta concentración de aves es la regla más eficaz. La zona de AltamontPass ya era conocida antes de la colocación de las 7.000 turbinas del parque eóli-co por su abundancia de rapaces, pero en aquellos años se ignoraba el riesgo quepodía suponer para las aves. Los resultados preliminares de estudios recientes, enlos que se han aplicado medidas para disminuir el riesgo para las aves, indican queuna localización apropiada de las instalaciones eólicas ha sido eficaz (Johnson etal. 2000b, Strickland comunicación personal, Strickland et al. 2001).

El NWCC ha editado un manual (NWCC 1998) para orientar sobre temas deemplazamiento y permisos en el que se recomiendan medidas para evitar lasáreas de alto riesgo potencial (incluido un reconocimiento biológico preliminarde cada sitio) y el uso de técnicas de estudio estandarizadas. El NWCC publicótambién una guía exhaustiva para normalizar métodos e índices para la deter-minación de riesgos e impactos potenciales sobre las aves en los parques eóli-cos existentes y futuros (Anderson et al. 1999). El uso de protocolos estandari-zados, además de proporcionar un marco para el desarrollo de diseñosexperimentales más robustos, ha permitido comparar y analizar datos de estu-dios realizados en diferentes parques eólicos. La evaluación estandarizada de latasa de uso por aves y una determinación de sus tasas de mortalidad permitencomparar los factores de riesgo en cada sitio y determinar umbrales de densidadde aves inaceptables para permitir el establecimiento de una planta eólica.

La relación entre la configuración espacial de las turbinas y el factor de ries-go incluyendo el impacto de las turbinas de la zona terminal de una hilera respecto


a las de la zona central, el hueco entre turbinas de una misma hilera y la configu-ración agrupada respecto a la dispersa no se conoce suficientemente. Por su grantamaño, las turbinas de nueva generación están más espaciadas. Por lo que res-pecta al riesgo, este mayor espaciado puede provocar que cada turbina funcionecomo una unidad aislada y es posible que los efectos “turbina distal” y “hueco”ya no sean los mismos. No está claro si el cambio favorecerá a las aves o todo locontrario. Las medidas de reducción del riesgo que se han propuesto para el re-emplazo de turbinas en sitios específicos de Altamont Pass incluyen la identifica-ción de las turbinas de alto riesgo, la aplicación de criterios de reubicación y lapuesta en práctica de soluciones como protectores para posaderos y señales di-suasorias visuales (Curry & Kerlinger 2000, Thelander et al. 2001).

Thelander et al. (2001) señalaron que el 25% de las turbinas de AltamontPass son responsables de la totalidad de las colisiones registradas, y que facto-res como el relieve, el diseño de las turbinas y su configuración espacial con-tribuyen a incrementar el riesgo de accidentes. Esta información está siendo uti-lizada para desarrollar un modelo de valoración de riesgo que jerarquice lasturbinas y su emplazamiento según el riesgo que suponen para las aves. Estemodelo podría ser utilizado para reubicar o eliminar las turbinas de alto riesgo,y para determinar la posición de nuevas turbinas dentro de futuros proyectos enAltamont Pass.

Existen estudios de campo y laboratorio que examinan el grado de agudezavisual de las rapaces y su capacidad para detectar las aspas de las turbinas. Enun estudio realizado en condiciones controladas, McIsaac (2001) concluyó queen determinadas condiciones ambientales las rapaces no pueden ver las palas.Según Hodos et al. (2001) en el laboratorio es posible reducir la difuminacióndel contorno de las aspas cuando giran a gran velocidad, lo que hace que suspuntas aparezcan transparentes a las aves. Los resultados preliminares de esteestudio sugieren que una pala de color negro emparejada con dos de color blan-co podrían reducir eficazmente la difuminación visual. En cualquier caso, estahipótesis no ha sido testada en el campo, donde las condiciones cambiantes deluz, color y contraste pueden reducir o eliminar los efectos del patrón de colo-res (Hodos 2001, McIssac 2001). Las investigaciones más recientes se ocupande explorar sobre qué fondo resaltan mejor determinados colores combinadosde distintas formas (Hodos comunicación personal).

Howell et al. (1991) realizaron un experimento en Altamont Pass con 25 tur-binas escogidas al azar cuyas aspas se pintaron alternando los colores rojo yblanco, y 50 turbinas control. Aunque los resultados preliminares señalaron quelas colisiones decrecieron en los rotores pintados, cualquier conclusión defini-tiva es arriesgada dada la pequeña muestra utilizada. Strickland et al. (2001)contrastaron la hipótesis del revestimiento de las turbinas con una capa que re-flejara la luz ultravioleta aumentando así la capacidad de las aves para detectarlos aerogeneradores durante el día. Los resultados preliminares no corroborandicha suposición (Strickland comunicación personal).

Hasta el momento no se han llevado a cabo estudios sobre el uso de disuasi-vos sonoros para las aves que se acercan a las turbinas, y los estudios que han


investigado los efectos de estos dispositivos en otros contextos han encontradoque las aves acaban acostumbrándose a ellos (Erickson et al.1999). Dooling yLohr (2001) comprobaron que la capacidad auditiva de las aves es inferior a lade las personas; sin embargo, pequeñas modificaciones del tono acústico de laspalas de una turbina pueden hacerlas más audibles por las aves sin que este cam-bio contribuya a un aumento global del ruido.

Se ha sugerido que la reducción del tiempo de funcionamiento de las turbi-nas problemáticas o de todo el parque eólico puede ser una eficaz medida de re-ducción de los factores de riesgo (Crockford 1992, Gill & Townsley 1996, Or-loff & Flannery 1992). La suspensión podría estar justificada en periodosestacionales (por ejemplo, durante la migración) o durante situaciones meteo-rológicas extremas o de noche, cuando la visibilidad se reduce. En cualquier ca-so, esta medida no ha sido aplicada y no sería económicamente deseable para laindustria eólica. De hecho, la mayoría de las nuevas turbinas que sustituirán al-gunas de las viejas en Altamont Pass están diseñadas para que su tiempo de fun-cionamiento sea de hasta un 55% más alto (Alameda County 1998).

Hunt (2002) y Smallwood et al. (2001) concuerdan en que sería posible mo-derar los factores de riesgo asociados a la búsqueda de alimento por parte de lasrapaces si se redujeran las poblaciones de sus presas alrededor de las turbinas.Los métodos propuestos incluyen programas de control selectivo de presas sil-vestres financiado por las administraciones, reducción de la carga ganadera yrepoblar con plantas de mayor porte, que las tuzas de Botta y las ardillas te-rrestres tienden a evitar. Naturalmente, estas medidas tendrían repercusiones so-bre otras especies, incluidas algunas con estatus especial, lo que obliga a sope-sar cuidadosamente sus costes y beneficios a largo plazo.

SÍNTESIS DE LOS ESTUDIOS SOBRE COLISIONES DEMURCIÉLAGOS CON LAS TURBINAS

Las colisiones de murciélagos en los parques eólicos no están bien docu-mentadas. La valoración de los efectos ecológicos de las instalaciones eólicasse ha centrado inicialmente sobre las rapaces y las aves en general, a raíz de lasobservaciones realizadas en Altamont Pass y en otros parques eólicos de Cali-fornia. Los murciélagos no son especies tan emblemáticas y no han tenido elmismo estatus legal de conservación, asignado por diferentes estados y leyes fe-derales, del que sí gozan muchas aves. Una creencia generalizada es que losmurciélagos se sirven de la ecolocación para evitar chocar con las turbinas. Ke-eley et al. (2001) sin embargo puntualizan que los murciélagos tal vez no usenla ecolocación mientras recorren largas distancias en zonas abiertas, ya que ne-cesitan ahorrar energía.

En los primeros estudios apenas se citaban colisiones de murciélagos (Ho-well & Didonato 1991, Orloff & Flannery 1992). En trabajos posteriores, sinembargo, sí se han documentado numerosas colisiones de quirópteros. En elparque eólico de Buffalo Ridge, Johnson et al. (2000c) registraron 78 colisio-


nes de murciélagos en 1998, y 106 en 1999. En el parque eólico de Foote Cre-ek Rim (Wyoming), las 45 bajas (38 murciélagos de cola peluda canoso Lasiu-rus cinereus) se atribuyeron a colisiones con los aerogeneradores (Johnson et al.2000a). En 1999, en el parque eólico de Vansycle Ridge (Oregon), se encontra-ron 10 cadáveres. Los primeros informes de un estudio llevado a cabo por elWisconsin Public Service Corporation indican que en los parques eólicos po-drían morir más murciélagos que aves (Keeley et al. 2001).

En los estudios citados el 85% de los accidentes ha afectado al género La-siurus, y el 86% de los murciélagos fueron encontrados entre finales de agostoy principios de octubre (Keeley 2001). Los murciélagos de este género son so-litarios y es probable que no sean los más comunes en estos parques eólicos. Porconsiguiente, es posible que esta tasa de mortalidad pueda tener un impacto po-blacional acusado. La estacionalidad de estas muertes puede deberse a los pa-trones de migración de algunas especies de este género. Es posible que sean mássusceptibles que otros murciélagos comunes en Estados Unidos por el hecho devolar más a menudo por zonas despejadas o a la altura de las palas. Además, unadébil relación entre colisiones y el mal tiempo sugiere que los quirópteros po-drían estar buscando un refugio en condiciones meteorológicas adversas. Losmurciélagos utilizan con frecuencia los mismos corredores de migración de lasaves, así que la mortalidad de aves migradoras puede ser un indicador prelimi-nar de riesgo para los murciélagos.

El número de colisiones que se maneja probablemente es inferior al real,porque durante los transectos convencionales de búsqueda de aves los cadáve-res de murciélagos son mucho más difíciles de encontrar que los de las grandesrapaces. Las plumas y otros restos de aves consumidas por los carroñeros se de-tectan fácilmente, mientras que los murciélagos pueden ser ingeridos completa-mente, sin que quede rastro de ellos. Además, las especies más afectadas sonmurciélagos arborícolas, más grandes y vistosos que los fisurícolas. Es posibleque estos últimos resulten heridos y se oculten bajo matas de hierba o bajo pe-queños objetos donde es imposible detectarlos (Keeley comunicación personal).

Keeley et al. (2001) afirmaron que para muestrear murciélagos es necesariorecurrir a técnicas y materiales diferentes de los utilizados para las aves. Segúnestos autores, es indispensable consultar a expertos en murciélagos para poderidentificar las amenazas potenciales de cada parque eólico y para desarrollaruna metodología adecuada para recuperar los cadáveres. Finalmente, Keeley(comunicación personal) también sugiere que los perros, aun sin entrenamien-to, son más eficaces que las personas para encontrar cadáveres. Por último, espreciso realizar estudios específicos sobre el uso del espacio para determinar losfactores de riesgo relativo de cada especie de quiróptero. Se pueden utilizar de-tectores de murciélagos para estimar tasas de uso y para estudiar su comporta-miento en los alrededores de las turbinas. Osborn et al. (1996) recomendaronque las instalaciones eólicas evitaran zonas con alta densidad de quirópteros,como las colonias de hibernación, donde los murciélagos pueden entrar en con-tacto con las turbinas mientras buscan comida antes y después de la hibernacióno de la migración.


LAGUNAS EN LA INVESTIGACIÓN

La información obtenida hasta el momento, junto con las estimas de la tasa deuso de las aves antes de la construcción, ha permitido evitar algunos factores deriesgo en las nuevas instalaciones. No obstante, es necesario desarrollar técnicasmás eficaces y económicas para reducir las situaciones de riesgo en los nuevosparques eólicos propuestos. Además, en Altamont Pass las colisiones siguen sien-do muy frecuentes, y los nuevos proyectos en zonas de alta densidad de aves (porejemplo en Solano County, California) precisan más investigación sobre reduc-ción del riesgo. Los estudios futuros deberían concentrarse en comprender los fac-tores que contribuyen a las situaciones de riesgo, desarrollar métodos para redu-cirlas, y llevar a cabo el seguimiento necesario para determinar la eficacia de estasmedidas. A continuación figura una breve discusión sobre estas recomendaciones.

VALORACIÓN DEL RIESGO

Una gran porción del parque eólico de Altamont Pass no ha sido estudiadasegún los estándares adoptados por el NWCC (Anderson et al. 1999). Justa-mente en esta zona se encuentra el tipo de turbinas que más abunda en el par-que eólico, y es donde se registra mayor mortalidad de águilas. Es importantemuestrear esta área para tener una visión exhaustiva del conjunto de Altamont.

La tendencia actual en el campo de la industria eólica es instalar turbinasmás grandes y eficientes. El riesgo de colisiones de aves en relación con las ca-racterísticas de estos nuevos aerogeneradores, como el área de barrido del rotor,la velocidad periférica, la velocidad de giro, la altura de las aspas y el periodode funcionamiento, es desconocido y necesita ser evaluado.

Para poder estimar con precisión la tasa de mortalidad es indispensable co-nocer la tasa de desaparición de cadáveres por carroñeros, lo que no resulta fá-cil debido a las diferencias de tamaño de los cadáveres, a variaciones de activi-dad de los carroñeros según la localización dentro del parque eólico y a lasvariaciones estacionales e interanuales. Los métodos existentes son caros y len-tos, de forma que se requieren más estudios para poner a punto una metodolo-gía estándar eficaz y rentable.

Se necesita un protocolo económico de muestreos previos a la construccióndel parque eólico que permita determinar los riesgos potenciales del lugar. Enlos nuevos parques eólicos ha sido suficiente evitar las zonas de alto riesgo pa-ra reducir la mortalidad de aves, y esta medida sigue siendo la más eficaz. Unnúmero significativo de nuevos estudios ha incorporado las directrices delNWCC (Anderson et al. 1999) para evaluar los factores de riesgo en las insta-laciones eólicas. Un meta-análisis de estos datos ayudaría a desarrollar métodosfiables de estima de los factores de riesgo para evitar áreas de alto impacto.

El conocimiento del comportamiento de las aves en la cercanía de las turbi-nas puede poner de manifiesto aquellos detalles estructurales involucrados enlas colisiones. La nueva tecnología de videos que permite el filtrado de activi-


dad puede ser utilizada en turbinas problemáticas o en las situadas en zonas dealta densidad de aves para determinar la importancia relativa del diseño de laturbina y del comportamiento de las aves.

Se necesita una tecnología capaz de identificar la abundancia, la especie y laactividad de las aves nocturnas para evaluar el riesgo potencial de un proyectode parque eólico. Los radares han permitido cuantificar la abundancia de lasaves migradoras, pero no su distribución por especies ni la abundancia de espe-cies residentes como las estrigiformes, que pueden estar amenazadas. Para eso,debería considerarse el uso de métodos adicionales como los visores nocturnosy los rayos ultravioleta.

El impacto de las turbinas sobre los murciélagos ha sido poco estudiado. Losdatos de mortalidad de este grupo proceden de encuentros casuales durante losmuestreos de aves. En los lugares donde surgirán nuevas instalaciones eólicassusceptibles de provocar algún tipo de riesgo sobre especies de murciélagosprotegidas es recomendable realizar muestreos nocturnos con detectores de ul-trasonidos y otros dispositivos específicos de especie. Además, dada la dificul-tad para encontrar cadáveres de murciélagos, habría que considerar técnicas al-ternativas de inspección del terreno, como el uso de perros adiestrados.

REDUCCIÓN DE LOS FACTORES DE RIESGO

Siguiendo los métodos e índices recomendados por el NWCC (Anderson etal. 1999), los estudios más recientes han permitido recoger datos rigurosos pa-ra identificar los factores que contribuyen a acrecentar los riesgos en AltamontPass (Thelander et al. 2001). Sus análisis sugieren que algunos de estos facto-res pueden incorporarse a un modelo que identifique los micrositios de alto ries-go donde hay que evitar ubicar las turbinas. Este modelo de estima de factoresde riesgo se está desarrollando por BioResource Consultants bajo el programaCalifornia Energy Commission’s Public Interest Energy Research.

Los tratamientos visuales más eficaces pueden reducir los riesgos de las tur-binas más peligrosas de manera rentable. Es importante seguir estudiando en ellaboratorio y en el campo la manera de conseguir que las aspas sean más visi-bles para las aves.

Se ha discutido sobre la modificación del hábitat para reducir la disponibili-dad de presas como un procedimiento para rebajar el riesgo para las aves. En al-gunas zonas de Altamont Pass se ha empezado a reducir la población de ardi-llas terrestres para conseguir frenar la mortalidad de rapaces, pero los resultadosno han sido publicados aún. Un programa de control a gran escala debería teneren cuenta las repercusiones sobre otras especies, como las protegidas que se ali-mentan de ardillas terrestres o que dependen de sus madrigueras para anidar oencontrar refugio. El uso extendido de raticidas u otras formas de eliminar pre-sas es controvertido y caro. Merece la pena estudiar la viabilidad de medidas decambios de hábitat más benignas, como la regulación del pastoreo en pastizaleso la conversión de pastizales anuales en pastizales perennes.


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INFORMACIÓN NO PUBLICADA PROPORCIONADA POR:

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Capítulo 5

PROTOCOLO DE MUESTREO PARA ESTUDIAR LA INFLUENCIA DE LOS PARQUES EÓLICOS SOBRE

LAS AVES Y OTROS ANIMALES

MICHAEL L. MORRISON White Mountain Research Station,

University of California, 3000 East Line Street, Bishop, CA 93514, U.S.A.

KARIN C. SINCLAIR National Renewable Energy Laboratory, 1617

Cole Boulevard, Golden, CO 80401, U.S.A.

CARL G. THELANDER BioResource Consultants,

P.O. Box 1539, Ojai, CA 9302, U.S.A.

RESUMEN

Las aves, especialmente las rapaces, son víctimas de la ubicación a microes-cala de algunas turbinas, según se desprende de nuestro estudio y de una revisiónde la bibliografía. Características fisiográficas específicas, como la pendiente, laaltura y otros factores relacionados, contribuyen a la mortalidad de las aves enlos parques eólicos. Por el contrario, el tipo de torre no parece ejercer una in-fluencia sustancial sobre la mortalidad. Estudios de laboratorio indican que apli-car determinados diseños a las aspas mejora la capacidad de las aves de detec-tar su movimiento y reduce la mortalidad por colisión. Es importante comprenderlas necesidades específicas de los animales en cada sitio antes de empezar cual-quier estudio y, una vez identificadas, generar resultados rigurosos en términosestadísticos, de diseño del estudio y de otros factores. Recomendamos que los es-fuerzos futuros estén dirigidos a identificar zonas concretas de los parques eóli-cos que presentan características geográficas potencialmente peligrosas, con ob-jeto de evitar el emplazamiento de turbinas en esos lugares.

INTRODUCCIÓN

La energía eólica se presenta como una fuente de energía muy prometedora, efi-caz y relativamente limpia si se compara con los combustibles fósiles tradiciona-

les. Sin embargo, al igual que sucede con las fuentes energéticas no-renovables,producir energía eólica y hacerla llegar al usuario supone riesgos para la fauna ysu hábitat. Al mismo tiempo que este tipo de energía se expande en Estados Uni-dos y Europa, aumenta la preocupación por el número de aves que perecen a cau-sa de los aerogeneradores (Morrison 1996, Morrison & Sinclair 1997).

Desde 1989 aproximadamente, las investigaciones han revelado un gran nú-mero de colisiones de aves, sobre todo rapaces, en el parque eólico de Altamont(Howell & DiDonato 1991, Orloff & Flannery 1992, 1996, Howell 1997, The-lander & Rugge 2000). Respecto a otros parques eólicos, la mortalidad en Alta-mont es relativamente alta, y en algunas especies este impacto puede tener con-secuencias para las poblaciones a nivel regional. Por ejemplo, estudios recienteshan mostrado que el número de águilas reales (Aquila chrysaetos) nidificanteses extraordinariamente elevado en las cadenas montañosas costeras del centrode California, un área que engloba la planta eólica de Altamont. Además, nu-merosos individuos atraviesan esta zona en otoño e invierno (Hunt 1994, 1997,1999). El impacto del parque eólico de Altamont sobre el águila real puede te-ner consecuencias significativas a nivel regional. Debido a la preocupación sus-citada por el posible impacto negativo de la energía eólica sobre las aves, se hanmultiplicado los esfuerzos para: (1) cuantificar con precisión el impacto sobrelas aves en los parques eólicos existentes, y (2) evitar el establecimiento de nue-vas instalaciones en los lugares potencialmente peligrosos para este taxón. Elhecho de que los primeros estudios fueran realizados con métodos y esfuerzosde muestreo muy heterogéneos dificulta poder extraer conclusiones de los re-sultados y compararlos entre estudios. Por tanto, se mantiene intacto el interésinicial, la confusión y la preocupación por el potencial impacto de la industriaeólica sobre las aves (Anderson et al. 1999).

En este capítulo revisaremos los protocolos de muestreo científico que sehan diseñado para cuantificar el impacto real y potencial de las plantas de ener-gía eólica sobre las aves y otra fauna silvestre. Dos entidades públicas - De-partment of Energy (DOE) y National Renewable Energy Laboratory (NREL)- han implementado estos protocolos de muestreo en estudios sobre aves finan-ciados por el gobierno federal de Estados Unidos. Para facilitar la comparaciónentre estudios, DOE/NREL recomiendan enérgicamente que se utilicen tambiénen los estudios financiados por empresas privadas. El National Wind Coordina-ting Committee (NWCC) también ha adoptado estos protocolos de muestreo, talcomo se documenta en el exhaustivo informe de Anderson et al. (1999).

EVALUACIÓN INICIAL DEL SITIO

Existen métodos sencillos y rápidos para determinar los recursos faunísticospresentes en una localidad donde se pretende instalar un parque eólico. Unaevaluación inicial completa ayudará a identificar las zonas potencialmente peli-grosas para la fauna. Una valoración por escrito de cada sitio debe contener in-formación procedente de las siguientes fuentes:


– Expertos locales: personal cualificado para asesorar sobre un proyectoconcreto, como biólogos de agencias estatales y federales (por ejemploadscritos a departamentos estatales de caza y pesca o fauna silvestre, alU.S. Fish and Wildlife Service y Bureau of Land Management); profeso-res y graduados universitarios; miembros locales de grupos conservacio-nistas (por ejemplo la National Audubon Society).

– Búsqueda bibliográfica: lamentablemente la mayor parte de la literaturanorteamericana sobre las interacciones entre avifauna y plantas de ener-gía eólica es “gris” (no sometida al sistema de revisión por pares), enparticular informes de proyectos financiados por la industria privada opor agencias gubernamentales. La “literatura gris” no es necesariamentepoco informativa o de baja calidad, simplemente no ha pasado por revi-sores independientes. Una revisión bibliográfica exhaustiva, seguida dela correspondiente evaluación de su calidad es, en cualquier caso, un pa-so necesario en la evaluación de una propuesta de emplazamiento de unparque eólico.

– Bases de datos de recursos naturales que contengan información sobre ladistribución de especies raras y amenazadas. Muchas organizaciones fe-derales, estatales y privadas mantienen bases de datos sobre la distribu-ción de la fauna silvestre y otros recursos naturales como, por ejemplo,los atlas estatales de aves, los censos de aves nidificantes (Breeding BirdSurveys organizados a nivel federal) o invernantes (Audubon Christmas


Por National Renewable Energy Laboratory.Altura de las turbinas en el parque eólico de AltamontPass.

Un automóvil sirve como referencia.

Bird Counts, de la Audubon Society), y programas estatales de relacio-nes entre fauna silvestre y hábitat. Dado que muchos de estos datos seobtienen en muestreos sistemáticos, la falta de un registro puede signifi-car que el lugar propuesto no ha sido nunca examinado.

– Prospecciones de reconocimiento: se trata de muestreos sobre el terrenopara evaluar el potencial del área como hábitat para especies de interés,y para obtener una valoración general de su abundancia. Es preciso re-petir estas prospecciones en diferentes estaciones del año.

– Mapas de vegetación y análisis de hábitat: suelen realizarse durante lasprospecciones de reconocimiento y sirven para localizar aquellas carac-terísticas del hábitat que pueden indicar la presencia de especies de inte-rés. Se presta atención a lugares de nidificación, reposo y alimentación,y especialmente a lugares susceptibles de albergar concentraciones deanimales, como por ejemplo áreas de alimentación invernal o áreas don-de las aves acumulan reservas durante la migración.

– Considerar si la información existente y los resultados de la prospecciónde reconocimiento son adecuados para ajustarse a la normativa vigente:este paso evalúa la información obtenida en los pasos 1-3 anteriormentedescritos para determinar si se dispone de una valoración apropiada delos factores de riesgo potencial para las especies de interés. En la in-mensa mayoría de los casos, la información disponible será insuficientepara determinar si el parque eólico ejercerá un impacto negativo sobrevarias especies. Estas lagunas de conocimiento conducirían teóricamen-te a nuevos estudios sobre el terreno.

DISEÑOS DE MUESTREO BÁSICOS

La estadística permite hacer inferencias sobre una determinada población,por ejemplo, acerca de la mortalidad de una especie atribuible a la instalaciónde las plantas eólicas. Puesto que es difícil obtener un censo completo de unapoblación o detectar todos los casos de mortalidad, es preciso muestrear la po-blación. Si el diseño del estudio y los métodos de muestreo no son adecuados,se ejecutan de forma incorrecta, o ambas cosas, no será posible repetir el estu-dio y su validez quedará en entredicho.

Todos los diseños de muestreo deberían tener en cuenta:● Un control, mediante el que el investigador intenta estandarizar o con-

trolar el efecto del mayor número de variables posible, a excepción deaquellas asociadas con los diferentes tratamientos que se desean compa-rar (por ejemplo, tipos de turbinas o estaciones del año).

● La aleatorización o distribución al azar de las unidades experimentalesde manera tal que el error de los factores no controlados se distribuye porigual entre ellas.

● La replicación o asignación de cada tratamiento a múltiples réplicas in-dependientes con objeto de cuantificar la variación inherente a los datos.


Los impactos de las instalaciones eólicas sobre las aves son difíciles decuantificar porque casi nunca es posible replicar la instalación, y porque las co-lisiones son eventos relativamente raros (lo que no impide que puedan llegar aafectar a una población). No obstante, todos los estudios deberían adoptar losprincipios básicos de muestreo que maximicen la precisión de los datos y per-mitan extraer de ellos conclusiones fiables. Además de los tres requisitos men-cionados arriba, a la hora de diseñar el seguimiento de un parque eólico tambiéndeberían tenerse en cuenta los siguientes aspectos:

● Control y reducción de los errores. La precisión de los datos tomadospuede mejorarse asegurándose de que los métodos de muestreo se em-pleen de forma consistente y eficaz.

● Minimización de los errores y sesgos del observador. El entrenamientode los observadores en el uso de los métodos de muestreo es una com-ponente esencial de cualquier estudio. La simple presencia de un obser-vador puede influir sobre la actividad de un animal, de forma que es im-portante elegir cuidadosamente los lugares de avistamiento y controlarlos movimientos de los observadores.

● Estudios piloto. Todos los seguimientos deberían incluir un periodo deprueba inicial, que sirva para refinar los métodos y analizar los resulta-dos preliminares, para minimizar errores y sesgos, y para estimar cuálpuede ser un tamaño de muestra adecuado. En la fase preliminar de to-dos los estudios deberían aplicarse técnicas como los análisis de poten-cia y de tamaño muestral.

● Magnitud de los efectos biológicos. No es adecuado limitarse a buscar la“significación estadística” o su ausencia. En todos los estudios deberíaestablecerse la magnitud de los efectos biológicos, es decir, el nivel decambios experimentados por una población animal, en términos deabundancia, actividad reproductora, mortalidad u otras respuestas apro-piadas, que marcan el límite de la peligrosidad. Es preciso valorar, porejemplo, si una reducción del 20% en la abundancia o en el éxito repro-ductor de una especie, a consecuencia de la construcción de un parqueeólico, supone un impacto biológicamente significativo. El estudio debegarantizar que los tamaños de muestra permitan contestar a preguntas deeste tipo. Lamentablemente pocos estudios consideran la magnitud delos efectos biológicos durante la fase de planificación. La mayoría de losparques eólicos analizados hasta ahora han registrado pocos eventos demortalidad. Sin embargo, suele ser errónea la interpretación acerca de larepercusión de estas muertes sobre la población animal. Mientras el nú-mero absoluto de muertes puede ser alto o bajo, lo que realmente im-porta (o preocupa) biológicamente es su proporción con respecto a la po-blación total. Tres muertes en una población de 100 individuos es unatasa de mortalidad baja (3%), pero si la población tiene 10 individuos seconvierte en alta (30%). Establecer qué se considera la “población de in-terés” es difícil, pero hay que definirlo para que la mortalidad adquierasu verdadera importancia en el contexto de su posible impacto para la es-


pecie focal. Asimismo, el número absoluto o relativo de muertes puedeser bajo o nulo, y sin embargo el parque eólico puede estar ejerciendo unsevero impacto negativo sobre las aves a través de las molestias. Porejemplo, puede surgir la preocupación por el impacto potencial que pue-da tener una planta eólica sobre el busardo herrumbroso (Buteo regalis),una especie notoriamente sensible a las molestias de origen humano. Delmismo modo, todos los estudios deberían prestar una atención cuidado-sa a los efectos biológicos de interés.

EVALUACIÓN DE LA ACTIVIDAD

El riesgo de que las aves, especialmente las rapaces, mueran por colisióncon los aerogeneradores se está evaluando cada vez con más frecuencia pordos razones principales. La primera es que los investigadores intentan deter-minar qué factores comportamentales y ambientales están involucrados en lascolisiones, y la segunda es que intentan determinar si existen métodos para re-ducir su frecuencia. DOE/NREL están financiando varios estudios para in-vestigar estos temas. Los informes finales se pueden encontrar en el siguien-te enlace: http://www.nrel.gov/wind/avian_reports.html.

Aparentemente, los impactos con las turbinas se producen durante los vue-los entre lugares donde las aves desarrollan su actividad y también mientras ca-zan en las inmediaciones de los molinos. Los primeros son comunes sobre todoen aves no rapaces, murciélagos y, en menor medida, aves rapaces, mientras quelos segundos afectan especialmente a las rapaces.

El vuelo de las aves es más eficiente energéticamente si hay vientos de la-dera – corrientes ascendentes producto de la deflexión del viento por el relie-ve - o corrientes térmicas que se originan en terreno accidentado con tiempocálido y ventoso. Muchas rapaces utilizan los vientos de ladera para perma-necer casi estáticas en el aire mientras buscan presas en el suelo. En la mayorparte de los parques eólicos los aerogeneradores se emplazan a lo largo de lascrestas, que es donde los vientos de ladera alcanzan su máxima intensidad. Deeste modo las rapaces cazan suspendidas en el aire durante largos periodosjunto al área de barrido de las aspas de las turbinas. En el parque eólico de Al-tamont, la investigación está poniendo de manifiesto que los lugares con tur-binas asociados con una actividad elevada de rapaces buscando alimento(también relacionado con la abundancia de roedores excavadores cerca de lastorres) son precisamente los lugares con una mayor proporción de accidentesmortales. La identificación de los sitios utilizados de este modo por las rapa-ces, en combinación con una valoración rigurosa de las muertes por colisión,nos permite hacer recomendaciones para modificar la posición, el diseño y eluso de las turbinas con objeto de reducir la mortalidad. Asimismo, la identifi-cación de los corredores de vuelo más utilizados por las aves puede contribuira conocer en qué parajes concretos habrá que aplicar las medidas de manejopertinentes.


Por ejemplo, en las instalaciones eólicas de Altamont se realizaron observa-ciones cuantitativas detalladas del comportamiento de las rapaces para identifi-car los factores que causaban altas mortandades (Hoover 2001). Las observa-ciones del comportamiento de las rapaces se llevaron a cabo con periodicidadsemanal durante un año. Cada sesión de observación duraba 30 minutos y se uti-lizaba un protocolo de muestreo instantáneo. Los investigadores escrutaban ca-da sitio con prismáticos de 8x40 a intervalos de minuto y medio, registrando laposición de todas las rapaces detectadas dentro de los límites del área de obser-vación. Al comienzo de cada sesión se anotaba la siguiente información:

1. Estación, en cuatro categorías según el calendario.2. Hora, en tres categorías: (1) mañana, desde el amanecer hasta las 9:59, (2)

mediodía, desde las 10:00 hasta las 14:00, y (3) tarde, desde las 14:01 has-ta el atardecer. Cada sitio se observaba durante un periodo diferente al de lasemana precedente, de manera que las observaciones se distribuyeron equi-tativamente entre los tres periodos horarios a lo largo del año.

3. Cuando se detectaba un ave rapaz, se anotaba el sexo como (1) desconoci-do, (2) hembra, o (3) macho.

4. La edad se categorizó como (1) desconocido, (2) inmaduro, o (3) adulto.5. La dirección de vuelo del ave se asignó a una de las siguientes categorías:

N, NE, E, SE, S, SO, O, o NO.6. El tipo de vuelo se clasificó como planeo, aleteo, directo, suspendido, cer-

nido o nulo (ave posada). A lo largo del estudio el término planeo se refie-re específicamente al planeo circular dentro de una corriente térmica. Vue-lo suspendido indica el vuelo relativamente inmóvil de un ave dentro de unacorriente sustentadora. El vuelo directo denota una trayectoria recta sin ba-tido de alas, mientras que con aleteo se nombra al vuelo con batido de alas.

7. Cuando las aves se observaron posadas, los posaderos se clasificaron en cin-co categorías: (1) suelo o rocas, (2) aerogenerador, (3) poste o tendido eléc-trico, (4) árbol, u (5) otra estructura.

8. Para las aves que se observaron volando, la distancia al suelo se asignó auna de estas categorías: (1) 1-10 m, (2) 11-50 m, (3) 51-75 m, (4) 76-100 m,(5) >100 m.

9. La distancia del ave en vuelo al molino más próximo también se asignó auna de estas cinco categorías.

10. La orientación de la ladera donde se realizó inicialmente el avistamientose registró como N, NE, E, SE, S, SO, O, o NO. Además para cada ob-servación se anotó si la ladera donde volaba el ave estaba o no expuestaal viento.

Con objeto de reducir los efectos potenciales del sesgo debido a la forma detomar los datos por distintos observadores, el trabajo de campo debería comen-zar estableciendo pares de observadores. Esto ayuda a calibrar las diferenciaspotenciales entre observadores, y permite a todos los observadores familiari-zarse con las plantillas de toma de datos y con los distintos comportamientos delas aves. Una vez que los métodos y las habilidades de todos los observadoresson similares se puede comenzar a tomar datos en solitario.


El proceso de calibrado se repite una vez al mes realizando observacionespor parejas de observadores, comparando las observaciones, y corrigiendo cual-quier posible diferencia.

EVALUACIÓN DE LA MORTALIDAD

Los seguimientos sistemáticos llevados a cabo por observadores cualifica-dos son la forma más fiable y precisa de (1) determinar o estimar el número demuerte de aves en los parques eólicos; (2) hacer un seguimiento de los cambiostemporales en la mortalidad; (3) analizar los factores que provocan variacionesde mortalidad entre tipos de turbinas y distintos puntos del parque; y (4) anali-zar la eficacia de los tratamientos diseñados para reducir la mortalidad (inclu-yendo el reemplazo de turbinas).

Los protocolos específicos adoptados por el NWCC y utilizados porDOE/NREL se encuentran en el documento de medidas (Anderson et al. 1999).Estos protocolos deben considerar el análisis de la influencia sobre los resulta-dos de factores como la intensidad de muestreo, el sesgo del observador y losmétodos de muestreo. Además del documento de medidas, están disponiblesotros informes que proponen diseños específicos para muestrear los accidentes(por ejemplo Anderson et al. 1996, Gauthreaux 1996). Como se puede compro-bar, no falta información para aplicar métodos rigurosos de muestreo a las coli-siones de aves.

Anderson & Estep (1988) revisaron los efectos de las instalaciones eólicasen California sobre los recursos biológicos. Estos autores observaron que el nú-mero de colisiones registrado por observadores mientras realizaban otras tareas(por ejemplo trabajos de mantenimiento) subestimaban el número real de acci-dentes debido precisamente a que no realizaban una prospección sistemática.Asimismo, Howell & DiDonato (1991) apuntaron que también los llamadosprogramas de autoseguimiento subestiman sustancialmente la tasa de mortali-dad de aves pequeñas debido al “énfasis puesto en las rapaces, su gran tamaño,mayor facilidad de detección y tasa diferencial de consumo por carroñeros.” Sinembargo, a pesar de estas advertencias, esta práctica se mantiene en muchosparques eólicos.

Los métodos de conteo de mortalidad adoptados por NWCC se están apli-cando en el parque eólico de Altamont (Thelander & Rugge 2001). Como lamayoría de las turbinas de este parque están dispuestas en hileras, el métodode búsqueda más eficaz consiste en buscar a pie en una franja a ambos ladosde la hilera y en los alrededores de sus extremos. La trayectoria resultante seajusta a un patrón de zigzag a lo largo de la hilera (ver Figura 1). Este proce-dimiento consiste en que dos observadores buscan simultáneamente en cadahilera de turbinas. Al inicio de cada hilera los observadores caminan en para-lelo a la hilera, aproximadamente a 50 m de la primera turbina. Luego cami-nan en direcciones opuestas perpendicularmente a la hilera. El proceso se re-pite y los observadores caminan alternativamente acercándose y alejándose de


la línea de turbinas hasta llegar al final de la hilera. Se registran todas las avesmuertas (o sus restos) encontradas en un radio de 50 m de las turbinas, y ca-da cadáver se examina con detenimiento para determinar la especie y averi-guar la causa de la muerte. Se hace una estima del tiempo transcurrido desdela muerte. Por último, se apunta el estado general del cadáver, la presencia/au-sencia de larvas, si el cuerpo está completo o desmembrado, el tipo de heri-das detectables a simple vista, si hay signos evidentes de carroñeo y la dis-tancia a la turbina más próxima.

Figura 1. Esquema de la trayectoria de búsqueda de aves muertas, con un ob-servador a cada lado de la hilera de turbinas.

SESGO DEL OBSERVADOR Y TASA DE DESAPARICIÓNDE CADÁVERES DE AVES POR CARROÑEROS EN PARQUES EÓLICOS

La evaluación del impacto de los parques eólicos sobre las aves y los mur-ciélagos requiere el muestreo de cadáveres en los alrededores de las turbinas.Sin embargo, la capacidad de detección en el campo varía según el observador(por ejemplo Morrison et al. 2001). Esta diferencia se debe en parte a caracte-rísticas intrínsecas del observador (como su estado físico y agudeza visual), asu experiencia y a su interés en el estudio. En general, la búsqueda de animalesmuertos por colisión con las turbinas es de por sí difícil, dado que se trata de en-contrar algo pequeño, a menudo en medio de una vegetación densa (hierba omatorral) en terrenos escarpados. A esto hay que añadir que hasta en los obser-vadores más experimentados la capacidad de detección varía en el transcursodel día o entre días diferentes por el cansancio o por las condiciones meteoro-lógicas (picos de calor o de frío). Por tanto las estimas de mortalidad están ses-gadas por la eficiencia del observador, y la importancia de este sesgo se desco-noce.


Otro sesgo en las estimas de mortalidad procede de la actividad carroñera,que implica la completa desaparición de cadáveres antes de la llegada del ob-servador. Los parques eólicos albergan varias especies de carroñeros, sobre to-do aves (por ejemplo cuervos Corvus corax y otros córvidos, buitres) y mamí-feros (por ejemplo ardillas, mofetas, coyotes). Por este motivo, los muestreos decadáveres esporádicos o no planificados pueden dar lugar a estimas extremada-mente sesgadas (siempre a la baja) del impacto de las instalaciones eólicas so-bre los animales. La actividad carroñera varía estacionalmente con los patronesde actividad y movimiento de las especies carroñeras, lo que complica aún másla evaluación del efecto del carroñeo sobre la correcta determinación del núme-ro de aves muertas por colisión.

Habitualmente se acepta el hecho de que la eficacia del observador y el efec-to de los carroñeros distorsionan los efectos observados de los parques eólicossobre las aves (por ejemplo Anderson et al. 1999). En la siguiente sección re-sumimos los resultados sobre la eficacia de búsqueda y los experimentos de ca-rroñeo realizados para guiar el diseño y la interpretación de los resultados de es-tudios sobre el impacto en las aves de las instalaciones eólicas.

MÉTODOS

Se realizó una búsqueda de artículos publicados e informes sin publicar que do-cumentaran accidentes de aves o murciélagos en parques eólicos en la base de datosde literatura sobre aves del NREL (http://www.nrel.gov/wind/avian_reports.html).Se examinó el material obtenido de esta primera búsqueda para determinar sihabía estudios sobre la eficiencia del buscador y la eliminación de cadáveres deaves por carroñeros. Esta búsqueda no pretendía ser exhaustiva, sino que másbien se diseñó para obtener una estima de la influencia de estos dos factores enlos informes de mortalidad animal. No pudieron ser examinados muchos infor-mes no publicados producidos por encargo de operadores eólicos privados.

RESULTADOS

Eficacia del observador: En la Tabla 1 se resumen algunos estudios dondese ha calculado la eficacia del observador. La amplia variación de esta eficacia,de las especies y de la vegetación sugiere cuán importante es incluir este com-ponente en el trabajo de campo para corregir las estimas de mortalidad.

Tasas de desaparición de cadáveres por la actividad de carroñeros:Strickland et al. (2000, sin fecha) observaron que la permanencia media de loscadáveres en el parque eólico de Buffalo Ridge, Minnesota, fue de 6-7 díaspara las aves y 10 días para los murciélagos. En este mismo parque eólico,Higgins et al. (1995) indicaron que 12 de 15 cadáveres (80%) controlados endos experimentos fueron consumidos por carroñeros tras una semana de ex-posición.


Tabla 1. Tasa de eficiencia del observador.

En Vansycle Ridge, Oregon, Strickland et al. (sin fecha) notaron que los res-tos de aves de gran tamaño se mantenían durante una media de 26,7 días, mien-tras que aves más pequeñas permanecían en promedio 23,4 días. La permanenciade los cadáveres variaba con las estaciones; los cadáveres, independientemente desu tamaño, permanecían en promedio menos días en primavera (18,1) y más díasen verano (39,8). En otoño e invierno la duración fue intermedia (23,3 y 26,5 dí-as, respectivamente)

En Green Mountain, Vermont, Kerlinger (2000) observó el mismo efecto es-tacional sobre la tasa de desaparición por carroñeros. Durante el experimento dejunio, el 15% de los cadáveres desapareció en 2 días, y el 80% en 2 meses. Enseptiembre casi el mismo porcentaje (20%) desapareció en una semana. Al fi-nal de la segunda semana había llegado al 35%, pero a partir de entonces los ca-rroñeros no retiraron más cuerpos. En Tehachapi Pass, Orloff (1992) encontróque durante los 7 días de duración del único experimento realizado los carroñe-ros no se llevaron ninguno de los 14 cadáveres de rapaces. En el mismo parqueeólico, Mitchell et al. (1991, en Orloff 1992) observaron una tasa de desapari-ción del 29% en 5 días y del 39% en 7 días. En San Gorgonio, Kirtland (1985)calculó, utilizando cadáveres de gallinas, una tasa del 57% en 5 días. En Shir-ley, Wisconsin, la tasa fue del 25% en 10 días (Howe & Atwater 1999). SegúnHowell & DiDonato (1991), en Altamont el 50% de los cadáveres frescos de ga-lliformes silvestres desapareció en 3 días. Howell & Noone (1992: Figura 15)realizaron experimentos de 12 a 14 días de duración en los parques eólicos deAltamont y Montezuma Hills (Solano County, California), utilizando cadáveresde rapaces y de galliformes silvestres. La tasa de desaparición en todos los ex-perimentos se situó entre el 5% y el 45%, menos en uno donde desparecierontodos los cadáveres. La tasa de desaparición en rapaces pequeñas fue mayor queen las de gran tamaño.


Autores Fecha Localidad Eficiencia

Strickland et al 2000 Buffalo Ridge, MN 35,3% - 38,7%

Strickland, el al Sin fecha Vansycle Ridge, OR 50% (aves pequeño tamaño)/87,5% (aves gran tamaño)56,7% aves total en pastizal/76,0% aves total en rastrojo

Higgins et al 1995 Buffalo Ridge, MN 81,8% palomas & perdices en cultivos/63,3% aves total en Conservation Reserve Program

Kerlinger 2000 Green Mountain, VT 55% media (dos observadores – uno a 40%, uno a 70%)

Kirtland 1985 San Gorgonio, CA 67-100%, gallinas en pastizal(seis parcelas); 86% en conjunto

Howe & Atwater 1999 Shirley, WI 40-50%

DISCUSIÓN

Los resultados de esta revisión indican que la eficiencia del observador esmuy variable, con estudios que muestran tasas de recuperación relativamentebajas (35-50%), y otros en los que son más altas (75–85%). Existen pocos es-tudios donde se ha tenido en cuenta la influencia de la vegetación sobre la efi-cacia del observador. En ellos se encuentra que la eficacia depende, de hecho,de la altura y el tipo de vegetación presente. Además, el tamaño de las aves uti-lizadas en los experimentos afectó a los resultados de forma considerable. Porejemplo, Strickland et al. (sin fecha) encontraron sólo el 50% de las aves depequeño tamaño, mientras que llegaban al 87% si se trataba de aves mayores(rapaces).

Las causas de la variabilidad de la eficacia del observador dentro y entrelos distintos estudios parecen tener que ver con: (1) la experiencia del ob-servador, (2) el tipo de vegetación (y los efectos estacionales en el desarro-llo de las plantas), y (3) el tamaño de las aves. Es evidente que las aves pe-queñas desaparecen con mayor frecuencia, y que la mayoría de los estudiossubestiman la tasa de mortalidad de las aves pequeñas en un 50-75%. Losresultados también indican que la evaluación de la eficacia del observadordebe realizarse bajo distintas condiciones de tipo de vegetación, fenologíade las plantas (estación) y tamaño de los animales que perecen en los aero-generadores.

Las tasas de actividad de las especies carroñeras también fueron muy varia-bles y dependían del tamaño de los cadáveres y de la estación. Los carroñerosse llevan entre el 50% y el 75% de los cadáveres de aves pequeñas y medianasen un periodo de entre 1 y 4 semanas tras el accidente. Pocos estudios han pro-longado el seguimiento de los cadáveres más allá de unas pocas semanas, lo quedificulta las estimas del destino final de los cuerpos de aves más grandes. En al-gunos sitios, sin embargo, parece que hasta las rapaces de mayor tamaño des-aparecen al cabo de aproximadamente 1 mes.

CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES

Esta revisión indica que las estimas de mortalidad de fauna en los parqueseólicos deben incorporar índices de corrección basados en la eficacia del obser-vador y la tasa de desaparición de cadáveres por carroñeros. Dado que la efica-cia del observador y la acción de los carroñeros dependen de la estación y de lavegetación, estos factores de corrección deben calcularse separadamente paracada estación y tipo de vegetación. Los experimentos de desaparición de cadá-veres por carroñeros deben llevarse a cabo durante un periodo suficiente paradetectar la estabilización de las pérdidas, si es que dicha estabilización se pro-duce. Estos datos ayudarán a determinar el intervalo óptimo de tiempo entrebúsquedas de cadáveres.


IMPLICACIONES PARA LA DINÁMICA POBLACIONAL

Caracterizar la dinámica de las poblaciones animales incluye estimar, entreotras variables, el tamaño de población, la estructura de edades, el reclutamien-to, el éxito reproductor, y es una tarea relativamente difícil. Existe poca infor-mación para la mayoría de las especies, y a menudo los datos de los que se dis-pone son específicos de una localidad o de un periodo. Por ejemplo, la variaciónen las estimas de supervivencia para la mayor parte de los animales es muy am-plia (30–60%), lo que genera problemas en la comparación de los resultados delos estudios. Además, el tamaño de una población depende de la interacción dealgunos factores clave como la tasa de supervivencia adulta y el reclutamiento.Una baja tasa de reclutamiento puede compensarse con una tasa alta de super-vivencia de adultos.

En cualquier caso, se ha demostrado que pequeños cambios en la tasa de su-pervivencia pueden tener un impacto negativo sustancial sobre la población (verrevisión en Anderson et al. 1999: 60-61). Esto demuestra la importancia de de-terminar la tasa de supervivencia al evaluar los efectos de la energía eólica so-bre las aves. La bibliografía indica que, para la mayoría de las especies, la tasade supervivencia de los adultos es el factor clave para el mantenimiento de unapoblación viable.

Morrison & Pollock (1997) revisaron los factores que afectan a la persis-tencia de una población. Concluyeron que el análisis de viabilidad poblacio-nal es un instrumento adecuado para avanzar en el conocimiento de los pro-cesos que determinan las respuestas de una población a perturbaciones comolas plantas eólicas. Sin embargo, consideraron que calcular un tamaño de po-blación viable es muy complejo y está sujeto a demasiadas variaciones paraque resulte útil en la evaluación de las respuestas de las aves a las instalacio-nes eólicas. Morrison & Pollock (1997) destacaron la importancia de conocerla estructura espacial de una población. Si una población está sufriendo bajasen un parque eólico, es importante conocer si la población puede mantenersenuméricamente mediante inmigración desde otra población no afectada. Fi-nalmente, estos autores propusieron una priorización secuencial para selec-cionar las especies a estudiar. La selección de las especies en orden de priori-dad sería la siguiente:

1. Población localmente rara de una especie globalmente rara.2. Población localmente común de una especie globalmente rara.3. Población localmente rara de una especie globalmente común.4. Población localmente común de una especie globalmente común.Según este esquema, son preocupantes las situaciones 1 y 2 y, a nivel local

la situación 3. Si es necesario priorizar y escoger entre las especies susceptiblesde seguimiento, la clasificación de Morrison y Pollock es un punto de partidarazonable para distribuir los recursos de un estudio.

A partir de los factores conocidos que influyen sobre la persistencia de unapoblación, Anderson et al. (1999: 61-62) extrajeron estas recomendaciones pa-ra guiar la toma de decisiones durante el diseño de un estudio:


● Preocuparnos de la tasa de supervivencia de los adultos en las especieslongevas (que incluyen a la mayoría de las rapaces), pero en las especiespoco longevas importa más la fecundidad.

● No hay que intentar cuantificar los cambios genéticos poblacionales, si-no más bien estimar el tamaño efectivo de población.

● Preocuparnos por la estructura espacial de la población de interés: es-tructura metapoblacional, inmigración y emigración.

● Evaluar cuidadosamente cómo los rasgos de la historia vital, como porejemplo la razón de sexos y la productividad interactúan sobre la persis-tencia de la población.

Hasta el momento sólo un estudio ha cuantificado la influencia de un parqueeólico sobre la biología poblacional de una especie. Hunt (1994, 1997, 1999) harealizado un estudio intensivo sobre la población de águila real en el parque eó-lico de Altamont y sus alrededores. Se trata del único estudio sobre efectos po-blacionales porque no hay otros parques eólicos donde se sospecha que existanimpactos sobre las poblaciones. Se estima que en Altamont perecen unas 40águilas reales al año. Los análisis preliminares realizados por Hunt indican quela mortalidad relacionada con el parque eólico está realmente ocasionando eldeclive (lambda <1) de la población de águilas. Para ello, Hunt ha marcado conradioemisores gran parte de la población y efectuado su seguimiento duranteaños. Sin embargo, otras especies cuya mortalidad en Altamont es aún mayor(por ejemplo el gavilán colirrojo Buteo jamaicensis y el mochuelo de madri-guera Athene cunicularia) no han sido objeto de estudios similares, debido altiempo y al esfuerzo económico necesarios para obtener resultados fiables. Sepueden obtener indicadores del impacto sobre las tendencias poblacionales ha-ciendo un seguimiento de la población reproductora, el éxito reproductor, el re-clutamiento o la estructura de edades.

EMPLAZAMIENTO DE LOS PARQUES EÓLICOS Y DISPOSICIÓN DELAS TURBINAS

Aparentemente algunos factores relacionados con la configuración de losparques eólicos influyen en su impacto sobre la avifauna. En las nuevas plantaseólicas, es clave comprender el uso y la abundancia de las especies dentro delárea propuesta, así como su conducta. Asimismo, es importante conocer si el lu-gar propuesto presenta características susceptibles de poner en riesgo a una es-pecie determinada. Por ejemplo, si las rapaces están entre las especies de inte-rés, es importante tener en cuenta aspectos físicos del lugar como la altura,orientación e inclinación de las pendientes, complejidad del relieve y posiblesefectos indirectos de los cañones u otras peculiaridades topográficas que afec-ten a vientos y corrientes.

Un error común es considerar que el tipo de turbina o de torre sea un factorclave de las colisiones de aves. Estudios recientes en Altamont sugieren que el ti-po de turbina no parece afectar al vuelo, ni al modo de posarse, ni a la tasa de co-lisión de las rapaces (Thelander & Rugge 2000, Rugge 2001). Más bien, el factor


principal que afecta al comportamiento y la muerte de las aves es la ubicación delas turbinas en las pendientes. El número de muertes de rapaces registrado en Al-tamont es similar en turbinas con torres tubulares, con torres de celosía y con to-rres de eje vertical. Sí parecen significativos los datos de Thelander & Rugge(2000) y Rugge (2001), que muestran que sólo el 24% de las turbinas estudiadasson responsables del 100% de la mortalidad. Quince de las hileras de turbinas ana-lizadas por Rugge (2001) estaban localizadas en áreas de alta complejidad oro-gráfica, y eran responsables del 60% de los accidentes de rapaces, del 80% de lasmuertes de gavilán colirrojo y del 100% de las muertes de águila real. Hay turbi-nas responsables de múltiples colisiones, y turbinas que no han provocado ningu-na muerte. El trabajo de campo realizado en Altamont ha mostrado claramenteque no todas las turbinas tienen la misma probabilidad de causar un accidente.Además, la frecuencia de colisiones aumenta entre septiembre y marzo. La con-centración de las muertes de rapaces en algunos aerogeneradores parece explicar-se por la abundancia de presas en las inmediaciones, por las características topo-gráficas del entorno, o por una combinación de ambos factores. Las posiblessoluciones a las colisiones en el parque eólico de Altamont y en otros proyectoseólicos pasan por modificar la ubicación de las turbinas y el tiempo de funciona-miento, así como por el manejo de las poblaciones de presas en los alrededores deaquellos aerogeneradores responsables de la mayor parte de las bajas.

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Capítulo 6

SELECCIÓN DE DISEÑOS DE ESTUDIO PARAEVALUAR EL EFECTO DE LA ENERGÍA EÓLICA

SOBRE LAS AVES

DALE STRICKLANDWALLACE ERICKSON

DAVID YOUNGGREG JOHNSON

Western EcoSystems Technology, Inc.,

2003 Central Ave, Cheyenne, Wyoming 8200, U.S.A.

RESUMEN

Los estudios de los lugares propuestos para nuevas instalaciones eólicaspueden utilizarse para evaluar la avifauna local y, en consecuencia, predecirlos impactos potenciales sobre las aves y proporcionar información útil paraobtener un diseño de parque eólico que permita minimizar estos impactos. Losseguimientos post-construcción combinados con datos previos a la implanta-ción del parque eólico, datos de las áreas de referencia y/o sus gradientes decambio en función de la distancia al parque eólico, podrían permitir realizaruna estima de la magnitud del impacto sobre las aves. El nivel de esfuerzo ne-cesario depende de los objetivos del estudio y del nivel de incertidumbre conrespecto a los potenciales impactos y a los métodos para reducirlos y mitigar-los. Un estudio preliminar puede ser muy útil para determinar tamaño de mues-tra, diseño óptimo de muestreo y métodos de toma de datos, y para detectar po-sibles patrones en factores ambientales o de otro tipo. El primer paso paradiseñar un estudio es definir claramente los objetivos o preguntas que se persi-guen, el área de estudio, la especie o población y el periodo sobre el que se pre-tenden proyectar las inferencias estadísticas. Los estudios científicos siguendos posibles aproximaciones: una empírica y otra basada en modelos. En losestudios de impacto ambiental se utiliza a menudo una combinación de ambas.El diseño más potente de estudio observacional, llamado Control de ImpactoPrevio y Posterior (BACI, en sus siglas en inglés), combina un control contem-poráneo con datos obtenidos en las áreas de control y de tratamiento antes ydespués del impacto. Para evaluar los riesgos potenciales asociados a los par-ques eólicos es útil conocer la selección de hábitat de las aves. A este respecto,habitualmente se realizan estudios básicos con el fin de determinar las condi-

ciones actuales, y así permitir futuras comparaciones o predecir impactos. Losposibles efectos de la energía eólica se estudian tanto a nivel individual comoa nivel poblacional (mortalidad). No existe una única combinación de diseño ytratamiento apropiada para todas las situaciones. Cualquier protocolo deberíaseguir rigurosamente el método científico.

INTRODUCCIÓN

Hay muchas razones por las que estudiar las interacciones entre energía eó-lica y las aves. El estudio de los potenciales sitios para ubicar nuevos parqueseólicos puede favorecer la elección final al tener en cuenta el riesgo relativo yel impacto potencial sobre las aves y su hábitat. Dicho estudio también permiteconocer la avifauna de cada sitio y, por tanto, predecir el impacto potencial quesufrirá, así como proponer cambios en el diseño de las plantas eólicas que mi-nimicen tal impacto. La prospección de los sitios propuestos para las plantas eó-licas ofrece información que ayuda a los promotores a implementar medidasque reducen los inevitables impactos. Finalmente, el estudio in-situ puede apor-tar datos sobre la situación de las aves antes de la construcción del parque eóli-co que pueden compararse con los recabados tras la misma, lo que permite es-timar el impacto sobre las aves (por ejemplo, su desplazamiento). Estos tipos deestudios se conocen como estudios preliminares, estudios de base, o estudiosprevios a la construcción.

Los estudios de parques eólicos existentes se realizan para estimar sus efec-tos sobre las aves y para obtener la información necesaria para reducir los im-pactos de futuras instalaciones eólicas o para paliarlos si se consideran inevi-tables. Los estudios efectuados después de la construcción, combinados condatos previos a la construcción, datos de las áreas de referencia y/o sus gra-dientes de cambios en función de la distancia al parque eólico, permiten esti-mar la magnitud de los impactos sobre las aves. Finalmente, también se llevana cabo estudios para evaluar la eficacia de potenciales medidas correctoras delimpacto.

DETERMINACIÓN DEL ESFUERZO

El nivel de esfuerzo requerido en el estudio de la relación entre parques eó-licos y aves depende de los objetivos concretos del estudio y del nivel de incer-tidumbre respecto a los impactos potenciales, a los métodos para reducirlos y alas medidas para corregirlos, en caso de que no sea posible eliminarlos (Figura1). El primer paso en el diseño de un estudio consiste en examinar la informa-ción existente. Si ésta se considera suficiente para que los promotores y los or-ganismos reguladores estén razonablemente seguros de que la mayoría de losimpactos pueden evitarse con un diseño adecuado de la instalación eólica, opueden minimizarse con medidas correctoras, entonces se reduce considerable-


mente la necesidad de recabar información adicional. Cuando la incertidumbresobre los impactos y las potenciales medidas correctoras es baja, los estudiosdeberían ser exploratorios y recoger información básica que ayude a elegir lascaracterísticas de diseño específicas para cada sitio y a determinar las medidascorrectoras. Por ejemplo, se cree que al posarse un ave aumenta el riesgo de


Analizar la situación y losdatos existentes e identificar

los impactos potenciales

Realizar estudios observacionalespara identificar formas de reducirel riesgo y/o identificar medidas

correctoras potenciales

Modificar las medidascorrectoras y/o el

seguimiento

Se espera alta incertidumbre y/o impactos severos

Se espera baja incertidumbre y/o impactos menores

Baja incertidumbre

Alta incertidumbre

Aplicar un diseño de proyectopara reducir el riesgo y, si es

necesario, medidas correctoras

Evaluar el éxito del diseño deproyecto para reducir el riesgo y las

medidas correctoras siguiendo con las observaciones y

mediante seguimiento

Aplicar un diseño de proyecto para reducir el riesgo y, si es necesario,

medidas correctoras

Evaluar el éxito del diseñode proyecto para reducir el

riesgo y las medidas correctoras mediante

seguimiento

Modificar las medidascorrectoras y/o el seguimiento

Figura 1. Un proceso de decisión potencial para determinar el esfuerzo nece-sario para diseñar estudios de la interacción entre aves y plantas eólicas.

chocar con las turbinas (Orloff & Flannery 1992); en consecuencia, para redu-cir el riesgo de colisión es preciso eliminar los posaderos de los parques eóli-cos. De forma análoga, si se pierde un nido de rapaz debido a la construcciónde una pista, habría que reemplazar el nido en el área de campeo de la parejaafectada. Si, por el contrario, la incertidumbre sobre los impactos de un parqueeólico y sobre las correspondientes medidas correctoras es sustancial, se re-quiere un esfuerzo suplementario. La estima de los impactos es especialmenteimportante si la planta eólica se construye en varias fases, y los impactos gene-rados durante la primera fase influyen sobre la ejecución de la segunda fase. Ladiscusión que sigue a continuación ofrece detalles adicionales y una guía paraseleccionar el tipo de estudios que pueden plantearse a la hora de diseñar un se-guimiento de aves en parques eólicos.

Por WEST Inc.Parque eólico de Foote Creek Rim (USA).

ESTUDIOS EXPLORATORIOS

Los estudios exploratorios normalmente requieren muy poco trabajo de cam-po y aprovechan al máximo los datos existentes. Los estudios exploratorios sesuelen realizar cuando un promotor considera un emplazamiento para un parqueeólico, compara varias opciones y, una vez seleccionado un sitio, planifica ladisposición de los aerogeneradores (Tabla 1). El promotor del parque eólico deFoote Creek Rim (FCR), en Estados Unidos, consideró 20 emplazamientos po-tenciales en Wyoming antes de decidirse finalmente por el actual (BLM 1995).Mientras que los factores fundamentales que determinaron la elección del lugar


definitivo fueron las características del viento y la accesibilidad a la red eléctri-ca, el promotor también consideró el impacto potencial sobre las aves en cadalugar. Los estudios exploratorios se emplean también para determinar si existenecesidad de emprender investigaciones más rigurosas.

Los estudios exploratorios suelen buscar inconvenientes evidentes que per-miten descartar el sitio inequívocamente, o características del lugar que permi-ten considerarlo como tolerable por las aves. Por ejemplo, los promotores deparques eólicos en Estados Unidos suelen evitar ubicarlos cerca de hábitats fre-cuentemente utilizados por las aves (por ejemplo, hábitats de nidificación delhalcón peregrino Falco peregrinus), y concentran su interés en terrenos agríco-las donde la actividad de las aves es menor.

Los estudios exploratorios son normalmente de escasa duración y relativa-mente baratos. El estudio consiste en una breve visita al lugar, una revisión ex-haustiva de los datos existentes para ese área, es decir, estudios previos, infor-mes, fotografías aéreas, y entrevistas con personas conocedoras del lugar y desus recursos. La información resultante puede incluir mapas de hábitat (zonashúmedas, zonas forestales, estructuras que permiten la nidificación) y de distri-bución de especies, e inventarios de fauna que sugieran la presencia o ausenciade especies protegidas, de otras especies de interés o de especies susceptibles decolisionar con las turbinas (halcones y águilas). Los estudios exploratorios ge-neran información cualitativa, más que cuantitativa.

Los estudios piloto pueden considerarse también como exploratorios. Cuan-do apenas se dispone de datos, un estudio piloto puede proporcionar informa-ción preliminar útil para evaluar el tamaño de muestra, el diseño de muestreoóptimo, los métodos de toma de datos y la presencia de patrones ambientales yotros factores que pueden afectar al éxito del estudio (Anderson et al. 1999).Los estudios piloto habitualmente utilizan un protocolo preliminar en una frac-ción del área de estudio durante un tiempo relativamente corto. Los estudios pi-loto permiten ahorrar dinero a lo largo de la vida de un proyecto al evaluar elprotocolo de estudio antes de aplicarlo de forma generalizada (Anderson et al.1999).

ESTUDIOS DISEÑADOS

Los estudios cuantitativos son necesarios cuando el nivel de conocimientode una especie o de un grupo de especies, su hábitat o su ecología, no es su-ficiente para establecer el impacto de los parques eólicos sólo a partir de es-tudios exploratorios. Los estudios cuantitativos son también indispensablespara hacer inferencia estadística al cuantificar los impactos sobre un determi-nado grupo de animales o un área específica. Estos estudios a menudo re-quieren tomar datos del mismo tipo que en estudios exploratorios (por ejem-plo censos estratificados de aves). La diferencia principal respecto a losestudios exploratorios reside en la amplitud y profundidad de la toma de da-tos y en el rigor del diseño de estudio.


EL DISEÑO DE ESTUDIOS PARA HACER INFERENCIAESTADÍSTICA

El primer paso en el diseño de cualquier estudio es definir claramente los ob-jetivos o preguntas que se abordan, y el área, las especies o poblaciones, y el in-tervalo de tiempo sobre los que se pretenden derivar las inferencias. El siguien-te paso es seleccionar las unidades de muestreo, las variables a medir, losmétodos y el tamaño de muestra. Las variables y las unidades de muestreo nor-malmente vienen dados por la especie de interés y el tratamiento sometido aevaluación. Teóricamente, el tamaño de muestra es función del grado de con-fianza que se pretende alcanzar sobre las conclusiones derivadas del estudio. Enrealidad, los estudios observacionales no son muy potentes para detectar losefectos del tratamiento, y el tamaño de muestra debe ser el máximo dentro delos límites presupuestarios y logísticos.

Los estudios sobre el efecto de la energía eólica se suelen centrar en especiesrelativamente escasas (p.ej. especies amenazadas o rapaces) y en eventos relativa-mente raros (p. ej. mortalidad y reproducción). En el diseño del estudio del parqueeólico FCR, la Agencia de Ordenación del Territorio (Bureau of Land Manage-ment, BLM) se centró en el águila real (Aquila chrysaetos), el busardo herrumbro-so (Buteo regalis) y el pigargo americano (Haliaeetus leucocephalus) (BLM1995). La razón de esta elección se basó en su presencia en el área y la frecuenciade mortalidad prevista para estas especies, según estudios en los parques eólicos deCalifornia (Orloff & Flannery 1992). La tasa de mortalidad estimada del águila re-al basada en estudios de referencia fue de dos águilas al año.

Otra dificultad de estos estudios es el tamaño relativamente grande de lasáreas de estudio, la cantidad de variabilidad ambiental (ruido), la falta de alea-toriedad en el tratamiento (es decir, en el lugar donde se emplaza el parque), yla escasez de lugares similares que pudieran proporcionar datos de referencia.Las áreas de mayor tamaño con recursos eólicos contienen varios parques y seextienden a lo ancho de varios kilómetros cuadrados (por ejemplo, el parque eó-lico de Wyoming FCR ocupa aproximadamente 20 km2). Por eso, los estudiosde las interacciones aves-energía eólica suelen limitarse a observar atributos delos animales, de sus hábitats, y de variables asociadas (covariables) con el finde estimar características poblacionales (por ejemplo la densidad, productivi-dad, uso del hábitat) y relacionarlas con un determinado evento (una perturba-ción natural o provocada por acción humana). Hurlbert (1984) denominó a es-tos estudios ‘mensurativos’.

La mayoría de los estudios observacionales mejoraría con la selección de in-dicadores de impacto relativamente independientes. El análisis resultante seconvierte en una aproximación del tipo “peso de la prueba” (discutido más aba-jo) en el que la confianza en las conclusiones del estudio aumenta si la respuestaes similar a varios indicadores de impacto independientes. El estudio debería di-señarse de tal manera que los sesgos más evidentes se reduzcan o eliminen. Unaaproximación eficaz a la reducción de los sesgos consiste en medir tantas va-riables concomitantes (covariables) como sea posible. Las covariables son úti-


les para evitar los sesgos asociados con variables ambientales no afectadas porel tratamiento pero que pueden provocar una respuesta en uno o varios indica-dores de impacto. El análisis de estas covariables puede utilizarse también paracontrolar el error y aumentar la precisión de los estudios, aunque tratar de con-trolar el error de un gran número de covariables a menudo produce resultadosdifíciles de interpretar. Johnson et al. (2000a) desarrollaron un índice de abun-dancia de presas en la planta eólica de FCR, con objeto de utilizarlo como unacovariable en el análisis de cambios en la abundancia de rapaces entre la plan-ta y las áreas de referencia.

Los estudios científicos pueden agruparse en dos grandes clases que difierenen su aproximación para hacer inferencia estadística: estudios basados en el di-seño y en datos, y estudios basados en modelos. Ambas clases tratan de extraerinferencia estadística de los datos. En los estudios de impacto se suele emplearuna combinación de los dos tipos de estudio, de cuyos resultados se extraen lasinferencias.

ESTUDIOS OBSERVACIONALES BASADOS EN EL DISEÑO

Todos los experimentos, y también los pseudoexperimentos basados en estu-dios observacionales, deben disponer de control o referencia contemporánea. Esosignifica realizar estudios simultáneos en el área sujeta a valoración y en otra lomás parecida posible. El diseño más potente de un estudio observacional combi-na un control contemporáneo con datos recogidos en el área sujeta a valoración yen el área control antes y después del impacto (Figura 2), en el llamado diseño


Por Wallace Erickson, WEST Inc. Parque eólico de Altamont Pass, turbinas modelo 56-100 (USA).


A. Análisis del diseño de Control de Impacto Previoy Posterior “no hay efecto del parque eólico”

fase previa a la construcción fase posterior a la construcción

Construcción delparque eólico

parque eólico

área de referencia

B. Análisis del diseño de Control de Impacto Previoy Posterior “hay un aparente efecto del parque eólico”

fase previa a la construcción fase posterior a la construcción

Construcción delparque eólico

parque eólico

área de referencia

Figura 2. El diseño BACI (Control de Impacto Previo y Posterior) para esti-mar el impacto del tratamiento (parque eólico) sobre las aves. Adviértase queni en la figura A, ni en la fase previa a la construcción (figura B) se indica im-pacto alguno. En la fase posterior a la construcción se advierte un impacto enla figura B, que se corrobora por la presencia de una recuperación a lo largodel tiempo.

BACI (siglas en inglés de Control de Impacto Previo y Posterior; Stewart-Oaten1986). Siempre que sea posible, los datos deben registrarse durante dos o más pe-riodos antes del impacto, y de nuevo tras éste, tanto en el área de interés como enmúltiples áreas de referencia. Se deben considerar pares de lugares donde colec-tar los datos dentro de cada área de estudio, según la escala a la que se desee ha-cer la inferencia. Sin embargo, este diseño en pares debe basarse en característi-cas relativamente permanentes y debe considerarse sólo en estudios relativamentecortos. Johnson et al. (2000a) y Johnson et al. (2000b) utilizaron el diseño BACIpara estimar el impacto sobre las aves de grandes plantas eólicas en el centro-surde Wyoming y en el suroeste de Minnesota, respectivamente.

Los estudios observacionales deben utilizar un plan de muestreo probabilís-tico. Cuando convenga, el plan de muestreo puede estratificarse según atributosrelativamente permanentes del área de estudio como, por ejemplo, atributos to-pográficos. No obstante, la estratificación debe considerarse sólo para estudiosa corto plazo, ya que los límites de los estratos se modifican invariablemente.En el estudio de los impactos de la energía eólica sobre las aves en Minnesota,Johnson et al. (2000b) tuvieron en cuenta una estratificación según el tipo decomunidad de plantas. El paisaje estaba dominado por tres comunidades deplantas: cultivos, pastos y bosques. Sin embargo, los pastos se convirtieron fre-cuentemente en cultivos y la estratificación resultó inútil durante los cuatro añosde estudio, de manera que se adoptó un plan de muestreo sistemático. Los pla-nes de muestreo sistemáticos con una componente inicial aleatoria son general-mente los mejores para estudios a largo plazo. El muestreo sistemático garanti-za que el esfuerzo de muestreo se reparte por todo el área y el periodo de interés,y también permite una estratificación de los datos a posteriori si aparecen áre-as o periodos de interés durante el análisis de los datos.

Cuando no es posible tomar datos previos al impacto, los estudios han de com-binar varias áreas de referencia con otros diseños como el de impacto control (Fi-gura 3) y el de la respuesta en gradiente (Figura 4). Sin embargo, el diseño de im-pacto control es menos potente que el diseño BACI, ya que su interpretacióndescansa esencialmente en el juicio subjetivo de los expertos. En el diseño de im-pacto control existen indicios de un efecto si se produce una convergencia (recu-peración) en las estimas de un atributo (p.ej. uso por las aves) a medida que el re-curso alterado se recupera del impacto inicial del parque eólico. El diseño derespuesta en gradiente es análogo al diseño de respuesta a la dosis en toxicología.El Plan de Seguimiento del parque Stateline Windplant (Oregon, Estados Unidos)utiliza el diseño de respuesta en gradiente en combinación con datos previos a laconstrucción para determinar si existe un efecto de desplazamiento de aves paseri-formes de pradera nidificantes atribuible a las turbinas. Este diseño determina elvalor de variables respuesta -como la intensidad de uso por las aves- a distintas dis-tancias de los aerogeneradores, y puede ser un método muy eficaz en áreas de es-tudio pequeñas y relativamente homogéneas.

Para evaluar el riesgo potencial asociado con parques eólicos nuevos o exis-tentes puede ser interesante considerar la selección de hábitat por aves (Andersonet al. 1999). En estudios de selección de hábitat la disponibilidad de un tipo de há-


bitat es la cantidad disponible para el individuo o población, y el uso de un hábi-tat es el tiempo de utilización durante el periodo de interés (Manly et al. 1993).Cuando el uso de un hábitat es grande en proporción a su disponibilidad existe se-lección, es decir, el animal muestra una preferencia por ese tipo de hábitat o re-curso. Los datos obtenidos en este tipo de estudios también pueden ser útiles pa-ra diseñar proyectos y medidas correctoras (Johnson et al. 2000a).

ESTUDIOS BASADOS EN MODELOS

Los estudios basados en modelos son valiosos para establecer los mecanis-mos implicados en el impacto, especialmente cuando se combinan con estudiosobservacionales basados en diseño. El primer paso en un estudio basado en mo-delos consiste en desarrollar un marco de modelado sólido para dejar claro elpropósito específico de la investigación. Por ejemplo, al estudiar poblacionesanimales, suele cuantificarse la supervivencia adulta como el mejor indicadorde la población de interés. La estructura espacial de una población se usa nor-malmente para determinar el valor de varios parámetros de historia vital en elcontexto del tratamiento sometido a evaluación (Anderson et al. 1999).

Los modelos poblacionales deberían cuantificar la productividad y la densi-dad de reproductores en las poblaciones de interés. La productividad, combina-da con el conocimiento de la estructura espacial de la población, puede ser unbuen indicador del estado de la población (Morrison et al. 2001). Este paráme-tro es especialmente importante cuando la supervivencia adulta no puede esti-marse directamente. Para determinar el impacto de cualquier perturbación hu-mana sobre una población, los factores que controlan la población debenaislarse y evaluarse en el contexto del área perturbada. Es decir, el estudio de-be determinar qué factores afectan a la reproducción y a la mortalidad, así co-mo sus relaciones con la fuente de perturbación (Morrison et al. 2001). Los es-tudios de captura-recaptura y los estudios de radiotelemetría proporcionan losdatos empíricos utilizados para crear modelos de población.

ESTUDIOS DE CAPTURA-RECAPTURA YRADIOTELEMETRÍA

Los estudios de captura-recaptura y los radiotelemétricos son un caso espe-cial de estudios observacionales por los que habría que optar en los siguientescasos:

● Cuando los estudios mensurativos no son suficientemente potentes debi-do a la escasez de la especie (especies protegidas o raras).

● Cuando sólo hay una especie de interés y/o una única especie se conside-ra indicadora para una comunidad de especies potencialmente afectadas.

● Cuando hay preocupación por factores demográficos tales como las ta-sas de natalidad y de mortalidad de una población.



A. Análisis del diseño de Controlde Impacto Previo y Posterior

“no hay efecto del parque eólico”

parque eólico

área de referencia

fase posterior a la construcción

B. Análisis del diseño de Controlde Impacto Previo y Posterior

“hay un aparente efectodel parque eólico”

parque eólico

área de referencia

fase posterior a la construcción

Figura 3. Diseño de impacto control (CI) para estimar los impactos de un tra-tamiento (parque eólico) sobre las aves. Nótese que no se indica ningún im-pacto en la figura A y que los impactos de la figura B parecen reducirse con eltiempo, apoyando la hipótesis de que existe un impacto relacionado con el tra-tamiento.


0 50 100 150 200 250

distancia al parque eólico

A. Análisis del Diseño de Gradiente“no hay efecto del parque eólico”

0 50 100 150 200 250

B. Análisis del Diseño de Gradiente“hay un aparente efecto del parque

eólico”

distancia al parque eólico

Figura 4. Diseño de respuesta en gradiente para los impactos estimados de untratamiento (parque eólico) sobre las aves. Nótese que la relación entre el tra-tamiento (p.ej. parque eólico) y la variable respuesta (p.ej. uso por las aves) noparece variar con la distancia al parque eólico (A). Sin embargo, la variablerespuesta sí varía con la distancia al parque eólico, lo que sugiere que éste pro-duce un impacto.

A modo de ejemplo, el impacto del parque eólico de Altamont sobre la po-blación residente de águilas reales fue evaluado por un equipo de biólogos me-diante telemetría (Hunt et al. 1995, Shenk et al. 1996). El objetivo de este pro-yecto era determinar la tasa finita de crecimiento de la población (lambda) apartir de las tasas de natalidad y de mortalidad de la población de águila real re-sidente en las inmediaciones del parque eólico, con el fin de poder evaluar laimportancia de la mortalidad debida a colisiones en esa instalación eólica. Eneste caso, si la razón entre tasa de natalidad y tasa de mortalidad es >1, enton-ces se asumiría que la población es estable o su tasa de crecimiento es positiva,y se rechazaría la hipótesis que la población se encuentra en declive a causa delparque eólico, por lo menos durante el periodo de estudio. Sin embargo, si la ra-zón es <1 no se puede llegar a una conclusión definitiva acerca del impacto delparque eólico sobre la población. Obviamente, muchos otros factores puedenafectar las tasas de natalidad y de mortalidad, de manera que establecer una re-lación causal es muy difícil, pero gana peso el argumento de que el parque eó-lico está perjudicando a la población. El modelo de población resultante tam-bién ofrece una aproximación cuantitativa al estado actual de la población deáguila real.

El ejemplo anterior describe el uso de la radiotelemetría aplicado a un estu-dio demográfico, pero este método puede utilizarse también para evaluar la se-lección de hábitat de especies raras. Erickson et al. (2001) discuten algunos as-pectos estadísticos de estudios de selección de recursos utilizando animalesradioequipados.

ESTUDIOS DE REFERENCIA

Como el propio nombre sugiere, los estudios de referencia se dirigen a ca-racterizar las condiciones actuales con el fin de hacer comparaciones futuras ode predecir impactos (Tabla 1). Por ejemplo, el primer año de un estudio de va-rios años puede ser considerado un estudio de referencia. Los estudios de refe-rencia también se suelen usar para prever impactos potenciales de una medidade manejo, una práctica habitual en los análisis de impacto ambiental de las ac-ciones de manejo federales en Estados Unidos, tal como establece la Ley Na-cional de Política Ambiental (NEPA; BLM 1995).

Para diseñar un parque eólico pueden utilizarse datos de referencia previosal proyecto con el fin de reducir los impactos potenciales y de corregir los im-pactos inevitables. Los datos de referencia pueden ayudar a tomar decisionesacerca de los posibles compromisos a los que pueden llegar el promotor y laautoridad reguladora. Por ejemplo, si existen pocas dudas sobre si el parqueva a generar un impacto, el promotor y el regulador pueden decidir que es in-necesario realizar más estudios y que una corrección directa de los impactosprevisibles es más barato para el promotor y mejor para el ambiente (Figura1). En este caso se puede permitir al promotor que prescinda de los estudiosnecesarios para cuantificar los impactos y que implemente las medidas co-


rrectoras inmediatamente. La certidumbre de este tipo de decisiones aumentasi se toman sobre la base de datos de referencia, siempre que existan datosadicionales procedentes de otras fuentes (p.ej. otros proyectos en hábitats si-milares en la misma región) y, en particular, estos datos procedan de estudiosque hayan cuantificado los impactos y hayan evaluado las medidas correcto-ras. Por ejemplo, los estudios en la mayor parte de los parques eólicos se hancentrado en las aves de presa porque los estudios pioneros sugerían que se tra-taba de un grupo sometido a mayor riesgo (p.ej. Orloff & Flannery 1992). Es-tudios recientes han sugerido que las rapaces no son necesariamente las espe-cies que experimentan un mayor riesgo (p.ej. Johnson et al. 2000b) y, enconsecuencia, los estudios abordan también los posibles efectos sobre limíco-las y paseriformes.

Los estudios previos a la construcción de un parque eólico, diseñados paraevaluar su uso por las aves (Manly et al. 1993), pueden ser especialmente efi-caces para diseñar medidas correctoras y atributos del proyecto que reduzcan elriesgo. Johnson et al. (2000a) utilizaron datos de selección de hábitat por avesde presa en el parque eólico FCR como una base para hacer recomendacionessobre el emplazamiento de líneas de aerogeneradores de manera que el riesgopara las aves se redujese.

VALORACIÓN DEL RIESGO Y DEL IMPACTO

Los estudios de valoración del riesgo y del impacto se llevan a cabo para de-terminar si existen impactos significativos o riesgos de impacto y, en caso afir-mativo, para cuantificarlos (Tabla 1). Normalmente estos estudios son mensu-rativos, en los que las posibilidades de realizar experimentos y, por tanto, lasconclusiones acerca de la causalidad de los impactos, son muy limitadas. Losimpactos suelen predecirse comparando datos del área sometida a valoracióncon datos de un área control. Es prácticamente imposible que las áreas controlsean idénticas al área sometida a valoración, de modo que hay que conformar-se con áreas de características similares. No es posible realizar una asignaciónaleatoria de los tratamientos (áreas con turbinas versus áreas sin turbinas) ni re-plicar los tratamientos. Los lugares donde se emplazan los parques eólicos o lostendidos eléctricos asociados tienden a ser únicos topográfica, geográfica y bio-lógicamente, y son difíciles de replicar, al menos en un área relativamente pe-queña. Incluso si se conocieran todos los sitios de un área que fueran poten-cialmente susceptibles para construir una planta eólica, la decisión de suemplazamiento nunca es un proceso aleatorio. Las consideraciones económicasy sociales de una nueva planta hacen imposible la replicación. Los estudios ob-servacionales a veces se denominan pseudoexperimentos ya que las limitacio-nes apuntadas impiden el desarrollo de experimentos genuinos. Cualquiera delos métodos alternativos de estudio observacional descritos más arriba puedenutilizarse en el análisis de riesgos e impactos de las plantas eólicas sobre lasaves.


Tabla 1. Tipos de estudios y diseños según los objetivos propuestos.

En estudios de impacto de un parque eólico normalmente es deseable utilizarlos resultados de áreas de muestreo para describir los impactos potenciales del áreaentera, e idealmente se pretende aplicar los resultados del área entera a otras áreassimilares donde se emplacen parques. Esta práctica de extender el ámbito de apli-cación de los resultados se denomina extrapolación. Si la extrapolación de las áre-as de muestreo al conjunto del área de estudio se basa en resultados de diseño ade-cuado, el uso de la inferencia estadística inductiva es correcto. La práctica deextender las conclusiones de un estudio a otras áreas no estudiadas es tambiénaceptable, siempre que las asunciones del estudio se especifiquen y quede claroque la extrapolación está basada en la opinión de expertos (inferencia deductiva).


TIPO DE ESTUDIO

Exploratorio

Referencia

Impacto/Valoración delriesgo/Reducción del riesgo

Seguimiento

OBJETIVOS

● Reconocimiento general delárea

● Análisis de inconvenientesevidentes

● Planteamiento y diseño delproyecto

● Estudio piloto para futurasinvestigaciones

● Corrección/bajo nivel deincertidumbre

● Descripción de lascondiciones actuales

● Predicción del impacto● Planteamiento y diseño del

proyecto● Corrección/bajo nivel de

incertidumbre

● Cuantificación del impactoy/o del riesgo

● Modificación del proyecto(manejo adaptativo)

● Determinación de causalidad● Corrección/alto nivel de

incertidumbre ● Evaluación de las

predicciones del modelo

● Tendencia (cambio) enatributos de los recursos y/oindicadores del impacto

● Evaluación de la eficacia delas medidas correctoras

● Evaluación de laspredicciones del modelo

DISEÑO

● Estudio observacional● Sin diseño de muestreo/

valoración cualitativa

● Estudio observacionalbasado en diseño(mensurativo)

● Estudio observacionalbasado en diseño(mensurativo)

● Estudio basado en diseño(manipulativo)

● Estudio basado en modelos● Combinación de estudio

basado en modelos y estudiobasado en diseño

● Estudio basado en diseño(mensurativo)

● Estudio basado en modelos● Combinación de estudio

basado en modelos y estudiobasado en diseño

Si se desea extrapolar los resultados a otras áreas, es posible derivar inferen-cias deductivas y conclusiones generales sobre causalidad de los efectos de losparques eólicos si un número suficiente de estudios independientes que han usa-do métodos parecidos en distintos parques eólicos identifican efectos similares.Por ejemplo, Erickson et al. (2001) utilizaron los resultados de un gran número deestudios independientes sobre colisiones de aves con aerogeneradores para con-cluir que este impacto es mucho menos grave para las poblaciones de aves que lascolisiones de aves con otras estructuras de origen humano. La inferencia estadís-tica fuera de cada una de esas áreas de estudio no fue aceptable, como tampocolo fue el objetivo principal del estudio, dada la unicidad de cada área.

ESTUDIOS MANIPULATIVOS Y DE REDUCCION DEL RIESGO

Como se ha discutido antes, los estudios manipulativos tienen un papel li-mitado en el estudio de los impactos de las construcciones humanas sobre lafauna. Su mayor contribución en este campo puede ser ayudar a comprender elmecanismo por el que se produce el impacto y a resolver éste (Tabla 1). El pri-mer paso en un estudio manipulativo es desarrollar un diseño sólido relaciona-do con una acción de manejo específica.

Por Jay Jeffrey, WEST Inc. Parque eólico de Stateline (USA).

Los estudios de reducción del riesgo son un caso particular de estudios ob-servacionales, manipulativos o basados en modelos. Estos estudios suelen dise-ñarse para contestar a cómo un factor de riesgo puede causar un impacto y có-


mo ese factor puede ser gestionado para reducir el riesgo. Estos estudios debe-rían diseñarse para medir el indicador de daño físico o muerte que mejor abor-da la hipótesis que se somete a contraste, y para comparar dos o más grupos deobjetos de estudio utilizando la misma medida del efecto. Por ejemplo, Stric-kland et al. (2001) compararon los beneficios relativos de barnizar los aeroge-neradores con un gel que refleja la luz ultravioleta (UV) con los de pintarlos conuna pintura normal del mismo color. Este estudio se ajustaba a un diseño de im-pacto-control relativamente simple (Skalski & Robson 1992) para la cuantifica-ción del efecto del tratamiento (el barniz reflectante de luz UV) mediante lacomparación de las variables respuesta (uso del espacio y mortalidad de aves)en el área tratada y en un área control, donde las turbinas se cubrieron con unapintura no reflectante. El análisis de la respuesta al gel reflectante mejoró al in-cluir covariables como la intensidad de uso por las aves.

SEGUIMIENTO

Tras la construcción de un parque eólico normalmente se emprenden pro-gramas de seguimiento para determinar si existen desviaciones significativas delos impactos previstos y para verificar que las medidas correctoras funcionansegún lo esperado (Tabla 1). La información resultante se utiliza para hacer re-comendaciones sobre el funcionamiento del parque, identificando por ejemplomedidas correctoras adicionales, y sobre su desarrollo futuro (manejo adaptati-vo cuando los proyectos se van ejecutando en fases). Se puede describir el se-guimiento como un conjunto de análisis de observaciones o medidas repetidasa lo largo de un extenso periodo para evaluar cambios o tendencias en los pará-metros de interés. Un programa de seguimiento centrado en una especie o en suhábitat debe medir factores directamente relacionados con su condición o esta-tus. Un programa de seguimiento bien diseñado debería detectar cambios en lasvariables respuesta y puede establecer correlaciones entre tales cambios y lasactividades de manejo. Sin embargo, los datos de seguimiento no estableceránuna relación estadística de causalidad. Una lista de las características comparti-das por programas de seguimiento que han tenido éxito a largo plazo (McDo-nald et al. 1998) se muestra en la Tabla 2.

El programa de seguimiento más común en parques eólicos operativos secentra en las muertes de aves. Young et al. (2001) describen un estudio siste-mático de las muertes de aves y mamíferos en aerogeneradores del parque FCRde Wyoming. El estudio se llevó a cabo por biólogos con experiencia que bus-caban sistemáticamente en parcelas fijas bajo una muestra de turbinas a inter-valos de tiempo fijos (p.ej. mensualmente), y corregían el número de cadáveresque encontraban según la capacidad de detección de los distintos observadores(sesgo de detección) y la duración del periodo en que se espera que un cadáverpermanezca en el área de muestreo (sesgo de eliminación de los cadáveres). Es-te tipo de seguimiento permite estimar el número de muertes, total y por turbi-na, y compararlo entre años y sitios.


Tabla 2. Características compartidas por programas de seguimiento que hantenido éxito a largo plazo.

El FPL Energy Wildlife Response and Reporting System es un ejemplo de unmétodo menos intensivo para el seguimiento de la mortalidad actualmente en usoen los parques eólicos de Vansycle and Stateline, en los estados de Oregon y Was-hington. Los técnicos de mantenimiento se encargan del estudio buscando cadá-veres cuatro veces al año en pequeñas parcelas asociadas a tipos específicos deaerogenerador. No se realizan correcciones de los sesgos de detección y de des-aparición de cadáveres. Durante dos años, este seguimiento de baja intensidadcoincide con otro programa de seguimiento intensivo simultáneo. La aportaciónfundamental de este programa de seguimiento poco intensivo es la detección deeventos excepcionales de elevada mortalidad y la estima de las tasas de mortali-dad para especies cuyos cadáveres son relativamente persistentes (p.ej. halconesde gran tamaño). La extrapolación de los datos a otras áreas del mismo parque eó-lico es correcta y también es posible la comparación entre años de un índice demortalidad por unidad de esfuerzo de búsqueda. Además, el solapamiento de dosaños entre los programas de seguimiento intensivo y extensivo permite aplicarfactores de corrección a los datos obtenidos por el método poco intensivo.

ANÁLISIS DE DATOS

La falta de potencia estadística para poder detectar diferencias entre tratamien-to y control, debida a un tamaño muestral insuficiente, es un problema habitual delos estudios observacionales. Por ejemplo, se pueden hacer estimas razonablemen-te precisas de la mortalidad de aves a partir de la búsqueda de cadáveres, pero la


Características del programa de seguimiento

• Datos representativos en una región de gran tamaño

• Descripción de las condiciones actuales (de referencia)

• Método rápido y eficiente

• Fuerte respaldo político durante todo el periodo de seguimiento

• Financiación adecuada durante todo el periodo de seguimiento

• Datos de seguimiento con un cierto valor comercial o de manejo

• Datos que permitan documentar tendencias y correlaciones

• No se espera la determinación de relaciones causales

• Protocolos y Procedimientos de Actuación Estándar que no se modifican a menosque el nuevo método de seguimiento solape temporalmente con un seguimientoexistente

• Protocolos de toma de datos que contienen poca o ninguna estratificación,especialmente si los estratos pueden cambiar a lo largo del estudio

interferencia de otros factores, como la evitación de un hábitat esencial por la es-pecie focal, puede reducir la potencia para encontrar un efecto. La falta de poten-cia es un problema que puede solucionarse aumentando el tamaño de muestra, uti-lizando un diseño de estudio eficiente y reduciendo el error de medida mediante eluso de métodos adecuados, personal formado, etc. La mayoría de los datos de cam-po tienen que analizarse con un énfasis en la detección de significación biológicaen un contexto de significación estadística marginal. Para un tratamiento más pro-fundo del concepto de potencia estadística véase Cohen (1973), Dallal et al.(1992), Fairweather (1991) y Peterman (1989).

Una tendencia hacia las diferencias en los valores de variables importantesentre áreas sujetas a tratamiento y áreas control sugiere la existencia de efectos,incluso cuando las pruebas sobre cada una de las variables no muestran signifi-cación estadística. Esta aproximación deductiva se ilustra con más detalle a con-tinuación.

La evaluación de los efectos de las plantas eólicas sobre las aves incluyeconsiderar efectos sobre los individuos (p.ej. reducción o incremento en el usodel área ocupada por los aerogeneradores) y sobre las poblaciones (p.ej. tasasde mortalidad por colisión). Los estudios de impacto pueden revelar, por ejem-plo, una disminución en el uso de un parque eólico de nueva construcción porlas aves sin que se produzca una reducción parecida en el área control; este re-sultado puede interpretarse como un efecto del parque eólico sobre los indivi-duos. La presencia junto a las turbinas de un mayor número de cadáveres de lamisma especie respecto al área control aumenta el peso de la evidencia acercade un efecto negativo del parque eólico. No obstante, una reducción en el usopor las aves del área tratada y del área control en ausencia de un aumento de lamortalidad puede interpretarse como una respuesta no relacionada con el par-que eólico. Se pueden usar datos de covariables, como la abundancia de presas,en las dos áreas para tratar de aclarar esta interpretación. El nivel al que losefectos se consideran significativos es subjetivo y dependerá de la especie o re-cursos considerados. En el caso de la mortalidad, incluso un pequeño númerode cadáveres de una especie rara puede considerarse significativo, especial-mente durante la época de cría. Un gran número de cadáveres asociado con unadisminución en el uso relativo del área control, especialmente si ésta se produ-ce al final de la época de cría o durante la época de dispersión de los juveniles,puede interpretarse como un posible efecto poblacional, que debería dar lugar aestudios intensivos adicionales (p.ej. utilizando radiotelemetría).

CONCLUSIÓN

A la hora de diseñar estudios, dentro de los límites presupuestarios, logísticosy de realidad política, es bueno recordar el axioma “merece la pena hacerlo y me-rece la pena hacerlo bien”. Todos los protocolos deben considerar el uso de mé-todos científicos de calidad. Incluso con la mejor de las intenciones, los resulta-dos de los estudios rara vez permitirán llegar a inferencias estadísticas


incontestables. No hay una combinación única de diseño y estructuras que seaapropiada para todas las situaciones. La utilidad de la información resultante dela investigación y del seguimiento es de importancia primordial para el diseño deestudios y, si deseamos que los ecólogos sean tomados en serio por políticos ygestores, los primeros deben proporcionar información útil para decidir el cursode la acción, más que abordar cuestiones puramente académicas (Johnson 1995).

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Capítulo 7

PREDECIR LOS EFECTOS DE LOS PARQUES EÓLICOSSOBRE LAS AVES EN EL REINO UNIDO:

EL DESARROLLO DE UN MÉTODO DE EVALUACIÓNOBJETIVO

STEVE M. PERCIVALEcology Consulting, Swallow Ridge Barn,

Old Cassop, Durham, DH6 4QB, UK.

RESUMEN

Este capítulo describe el desarrollo de una metodología que ayude en el pro-ceso de valoración objetiva y transparente de los efectos de los parques eólicossobre las aves. Esta metodología nace de una colaboración entre la industria eó-lica y la agencia gubernamental escocesa de conservación de la naturaleza. Im-plica una aproximación en fases, donde tanto el protocolo de toma de datos dereferencia como la propia valoración de los efectos van ligados a la importanciade las poblaciones de aves que pueden resultar afectadas. La metodología des-cribe cómo se pueden determinar la vulnerabilidad de las poblaciones de aves yla magnitud de los impactos de un parque eólico, y cómo integrar vulnerabilidady magnitud del impacto en una matriz de significación que oriente la elaboraciónde un Estudio de Impacto Ambiental. El método permite que del proceso de eva-luación se saquen conclusiones razonablemente objetivas. Puede ayudar tanto enel proceso de evaluación como para discernir entre sitios inadecuados para lasinstalaciones eólicas y lugares donde los impactos sobre la avifauna no deberíanconstituir un problema. Un punto crucial es que no se trata de una metodologíaestática, sino de un continuo proceso de perfeccionamiento. Hay que tener espe-cial precaución en la aplicación de este método en el contexto de espacios prote-gidos europeos, garantizando que cada evaluación tenga muy en cuenta la Di-rectiva Aves de la Unión Europea y su transposición a leyes nacionales (como lasde Conservación [Flora y Fauna, etc.] de 1994 en el Reino Unido).

INTRODUCCIÓN

La evaluación ornitológica es parte del proceso de Evaluación de Impacto Am-biental (EIA) y, como tal, se aplica a la mayor parte de los parques eólicos de Eu-ropa. En el Reino Unido todas las plantas eólicas necesitan un permiso de pla-

nificación, y todas aquéllas que pudieran tener un efecto ambiental significati-vo están obligadas a presentar una Declaración Ambiental detallada durante elproceso de solicitud. La mayor parte de las Declaraciones Ambientales incluyenuna sección donde se valora el probable impacto que el parque eólico tendríasobre las poblaciones de aves que viven en el espacio destinado a albergar laplanta eólica.

Existe mucha información general sobre el proceso de EIA, y no trataré derevisar este tema en el presente capítulo. En cambio, quiero centrarme en unmétodo específico de evaluación de impacto sobre las aves que tiene su origenen una colaboración entre la industria eólica y el organismo escocés de conser-vación de la naturaleza. Con anterioridad al desarrollo de este método no habíaconsenso sobre qué método de evaluación ornitológica debía aplicarse, y se lle-gaba fácilmente a conflictos entre promotores de la energía eólica y las agen-cias de conservación como resultado de su diferente interpretación de lo que se-ría un impacto significativo. En 1998 la división escocesa de la British WindEnergy Association (BWEA; la Asociación Comercial de la Industria Eólica enel Reino Unido) y la Agencia Gubernamental Escocesa de Conservación (Scot-tish Natural Heritage [SNH]) se reunieron para solucionar este problema y con-sensuar un método común que fuera satisfactorio para todas las partes implica-das. La finalidad era desarrollar una metodología lo más transparente y objetivaposible que, idealmente, podría ser utilizada por todos y conduciría a las mis-mas conclusiones objetivas.

El acuerdo inicial fue publicado en 1999 (Percival et al. 1999), pero en estecapítulo presento una versión más elaborada y depurada. Los objetivos clave delmétodo son establecer un proceso que permita a los promotores eólicos y a lasagencias de conservación trabajar juntos para:

● Garantizar que las plantas eólicas no se ubiquen en lugares inapropiados,donde poblaciones importantes de aves pueden resultar afectadas.

● Garantizar que la conservación de las aves no se esgrima como argu-mento contra el desarrollo de instalaciones eólicas allá donde el impac-to no sea significativo.

● Identificar dónde se deberían aplicar medidas correctoras, y en qué lu-gares se podría actuar para compensar ciertos impactos con una ganan-cia de conservación local.

El método desarrollado ha seguido las pautas y recomendaciones existentesdel proceso general de EIA (Department of the Environment, Transport and theRegions 1995, Institute for Environmental Assessment 1995). El proceso sepuede resumir de la siguiente manera:

● Toma de datos básicos – realización de estudios de campo o de gabinetepara determinar las poblaciones de aves que pueden resultar afectadasnegativamente por la instalación eólica.

● Determinación de la sensibilidad o vulnerabilidad de esas poblaciones,es decir, su importancia desde el punto de vista de la conservación.

● Valoración de la magnitud de los efectos que pueden producirse sobreesas poblaciones.


● Evaluación del riesgo o probabilidad de que esos efectos se produzcan. ● Integración de la sensibilidad, magnitud y riesgo en una única valoración

de los efectos. ● Uso de esta valoración global para alcanzar conclusiones acerca de la

importancia y la aceptabilidad de los efectos pronosticados.El propósito de este capítulo es describir el método de evaluación, discutir

algunos de los problemas prácticos que surgen en su aplicación y sugerir comoatajarlos. Un punto clave a tener en cuenta es que se trata de un procedimientoretroalimentado y en continuo perfeccionamiento, y no de un método estático.

TOMA DE DATOS BÁSICOS

Las áreas propuestas para las instalaciones eólicas difieren considerable-mente en su importancia para las aves. En consecuencia, la necesidad de tomardatos básicos sobre las aves también varía de un sitio a otro, de forma que no esposible fijar unas necesidades generales de estudios de base. Por tanto es reco-mendable un planteamiento por fases, en el que el nivel de los detalles necesa-rios dependa de la vulnerabilidad de las comunidades de aves de cada lugar.

En cada sitio es necesario conocer qué poblaciones de aves existen y cuálespueden ser afectadas, independientemente de su vulnerabilidad. En algunos ca-sos un estudio de gabinete, basado en datos disponibles y en la consulta a agen-cias de conservación, puede ser suficiente para concluir que no es probable quese produzcan efectos significativos y, por tanto, que no se precisan estudios adi-cionales. Sin embargo, en la mayoría de los casos suele ser necesario realizar almenos un estudio básico de campo. Existen numerosas revisiones sobre méto-dos de campo específicos (por ejemplo, Bibby et al. 2000, Gilbert et al. 1998,Scottish Natural Heritage 2005), así que en el presente capítulo no reincidiré so-bre este aspecto. Antes de empezar la evaluación, ha de acordarse con las agen-cias de conservación de la naturaleza el tipo de prospecciones que se llevarán acabo.

Además de la información básica sobre las aves, también suele ser precisoconocer la disponibilidad de sus hábitats. La mayor parte de los EIAs exigen lacartografía de los hábitats presentes en el parque eólico y sus alrededores comoparte integrante de la Declaración Ambiental. Estos mapas resultan muy útilestambién para la evaluación ornitológica. En el Reino Unido, el procedimientomás común consiste en cartografiar el hábitat a gran escala siguiendo el esque-ma “Fase 1” del Comité Conjunto para la Conservación de la Naturaleza (JointNature Conservation Committee; JNCC 1993). A continuación se identifican lascomunidades vegetales comprendidas en cada clase de hábitat, según los crite-rios de la Clasificación Nacional de la Vegetación (National Vegetation Classi-fication; Rodwell et al. 1991-2000). De forma análoga, en ambientes marinos,los EIAs incluyen también descripciones de la fauna marina y de las condicio-nes ambientales, que también proporcionan información sobre el hábitat paraestos lugares.


Cuando el trabajo de campo y/o otros datos disponibles indican que una po-blación o especie de aves importante puede estar afectada, entonces se activa lafase siguiente. En el Reino Unido, el método define “especie importante” comosigue:

● Especies protegidas según el Listado 1 de la Ley de Vida Silvestre y Me-dio Rural de 1981 (Wildlife and Countryside Act).

● Especies presentes en el Anexo 1 de la Directiva Aves de la Unión Eu-ropea (79/409/EEC) sujetas a régimen especial de protección.

● Especies migradoras que visitan regularmente la localidad y que, o bienson raras o vulnerables, o bien están sujetas a régimen especial de pro-tección por contingencias tales como la proximidad del parque eólicopropuesto a las rutas de migración o a las áreas de cría, muda, inverna-da o descanso migratorio. Como para las especies del Anexo 1 del pun-to anterior, estas especies necesitan medidas especiales de protección.

● Especies presentes en la Lista Roja de Aves de Interés para la Conserva-ción (Birds of Conservation Concern Red List; incluye todos los taxonesa excepción de los paseriformes) (RSPB et al. 1996).

● Especies cuya población local es >1% del total regional o nacional. ● Especies presentes en grandes concentraciones, o aquéllas que por otros

motivos puedan estar expuestas a un riesgo de impacto excepcionalmen-te alto.

Esta segunda fase incluye la evaluación del riesgo potencial de colisión y lasmolestias directas e indirectas para la especie focal. En algunos casos, dichaevaluación es posible con unos datos mínimos, utilizando escenarios conserva-tivos. En otros casos, sobre todo cuando el resultado es menos claro, se necesi-ta un trabajo de campo más detallado. La información cuantitativa clave paradeterminar los riesgos de colisión y de molestias es el número de aves y la can-tidad de tiempo que pasan en la zona que va a ser transformada. Es preciso to-mar datos sobre el comportamiento y la altura de vuelo con el fin de calcular elnúmero de ejemplares que puede cruzar el parque eólico. Cuando se prevénefectos negativos especialmente relevantes, hará falta pasar a la tercera fase dela evaluación, que consiste en un análisis poblacional para determinar los efec-tos de la planta eólica sobre la población y su área de distribución. Durante latercera fase deben explorarse las posibles opciones para reducir el riesgo de im-pacto, como la modificación o reubicación de la instalación eólica, y tambiéndeben examinarse las posibles medidas compensatorias.

EVALUACIÓN DE LA SENSIBILIDAD

La sensibilidad de una especie puede definirse como su importancia ecoló-gica e interés para la conservación de la naturaleza en el lugar sujeto a evalua-ción. La sensibilidad viene determinada por los siguientes factores:

● la especie se incluye en el Anexo 1 de la Directiva Aves de la Unión Eu-ropea.


● la especie es ecológica o demográficamente vulnerable, como suele su-ceder con aves de presa de gran tamaño y con aves raras, éstas últimasdefinidas en el Reino Unido como las que no llegan a 300 parejas, segúnel Libro Rojo de las Aves Británicas (British birds Red Data Book; Bat-ten et al. 1990).

● el lugar contiene una fracción significativa (>1%) de la población totalde una especie en el Reino Unido.

● el lugar contiene una fracción significativa (>1%) de la población regio-nal de una especie.

● la especie es objeto de medidas especiales de conservación, por ejemplose trata de una especie prioritaria dentro del Plan de Acción para la Bio-diversidad en el Reino Unido (UK Biodiversity Action Plan), o de unaespecie que figura en las listas ámbar o roja de Aves de Interés para laConservación (RSPB et al. 1996).

La sensibilidad también depende de las regulaciones de conservación espe-cíficas del área focal. En Lugares de Interés Científico Especial (Sites of Spe-cial Scientific Interest [SSSI]) de importancia nacional, determinar la sensibili-dad requiere considerar si la especie en cuestión contribuye a que el lugar hayasido designado como tal, o a la integridad global del lugar (si la presencia de laespecie se considera un atributo de importancia cualitativa del lugar). En Áreasde Especial Protección (Special Protection Areas [SPA]) de importancia inter-nacional, determinar la sensibilidad requiere tener en cuenta si la especie focalcontribuye a la integridad del área. Es importante destacar que, aunque este mé-todo puede guiar la evaluación de tales áreas, la valoración debe contemplar laDirectiva Aves de la Unión Europea y su transposición a las leyes nacionales co-mo las de Conservación [Flora y Fauna, etc.] de 1994 en el Reino Unido. In-formación útil a este respecto puede encontrarse en Anon 2000 y, en el ámbitodel Reino Unido, en la Declaración de Política de Ordenación 9 (Planning Po-licy Statement 9).

En la Tabla 1 se resume cómo determinar la sensibilidad. Aunque el método que aquí se describe considera la sensibilidad principal-

mente a nivel de especie o población, el término es también aplicable a nivelde comunidad. JNCC (1995) propone un sistema de puntuación mediante elcual se puede juzgar la importancia regional o nacional para la conservaciónde una comunidad de aves. Las comunidades que alcanzan puntuaciones deimportancia nacional podrían considerarse altamente sensibles, mientras quepodría atribuirse una sensibilidad media a las comunidades de importancia re-gional. El valor de conservación de las comunidades invernantes de aves acuá-ticas se ha establecido, por ejemplo, en el Convenio de Ramsar: cualquier lu-gar que contenga más de 20.000 aves acuáticas invernantes suele considerarsede importancia internacional y, por tanto, altamente sensible. En estos casos,sin embargo, los lugares que albergan poblaciones importantes de aves deberí-an estar protegidos por la normativa de conservación de la naturaleza, de ma-nera que no es necesario incluir explícitamente en el método la sensibilidad anivel de comunidad.


Tabla 1: Determinación de la sensibilidad

En definitiva, la determinación de la sensibilidad debería constituir un ejer-cicio sencillo y objetivo. Una vez que se han estudiado las poblaciones de avesdel área de estudio, se trataría simplemente de utilizar la Tabla 1 para identifi-car el nivel de sensibilidad de cada especie.

DETERMINACIÓN DE LA MAGNITUD DE LOS POSIBLESIMPACTOS

Una vez establecida la sensibilidad de las poblaciones de cada especie en elárea del parque eólico, el siguiente paso es determinar la magnitud de los posi-bles impactos sobre esas poblaciones. El método aborda este aspecto cuantifi-cando el efecto lo mejor posible, y expresando su magnitud en relación a lascondiciones de referencia.


SENSIBILIDAD FACTOR DETERMINANTE

Muy Alta Atributo de importancia cualitativa de una SPA o de interés especial de unSSSI.Las especies están presentes en cantidades relevantes a nivel mundial (>1%población mundial/local).

ALTA Las especies contribuyen a la integridad de una SPA o de un SSSI, pero nocontribuyen a que el lugar haya sido designado como tal.Especies ecológicamente vulnerables, como las aves raras (<300 parejas ni-dificantes en el Reino Unido) y las siguientes aves de presa: águila real, pi-gargo europeo, milano real, abejero europeo, águila pescadora, aguilucholagunero occidental y aguilucho pálido.Especies presentes en cantidad relevante a nivel nacional (>1% de la po-blación del Reino Unido).Especies incluidas en el Anexo 1 de la Directiva Aves de la Unión Europeao en el Listado 1 de la Ley de Vida Silvestre y Medio Rural.Especies migradoras que visitan regularmente la localidad y que, o bien sonraras o vulnerables, o bien están sujetas a régimen especial de protecciónpor la proximidad del parque eólico propuesto a las rutas de migración o alas áreas de cría, muda, invernada o descanso migratorio.

MEDIA Especies cuya población local es >1% del total regionalEspecies presentes en los SPAs o SSSIs pero no de importancia crucial pa-ra la integridad del lugar.Especies prioritarias dentro del Plan de Acción para la Biodiversidad en elReino Unido.

BAJA Cualquier otra especie de interés para la conservación, por ejemplo las quefiguran en el listado de Aves de Interés para la Conservación (RSPB et al.1996) no incluidas anteriormente, especies incluidas en el Plan de Acciónpara la Biodiversidad.

Un tema clave en este proceso es decidir sobre qué área o población de avesde referencia se debe juzgar la magnitud del impacto. Esto es relativamente sen-cillo en espacios protegidos (SPAs o SSSIs): en la mayoría de los casos los lí-mites del espacio protegido establecen la “población” sobre la que debe valo-rarse el impacto. Si el área no está protegida, la “población” de referencia esmás difícil de definir. Podría elegirse la población que viva en cualquier áreaque vaya desde el lugar donde se proyecta el parque eólico hasta el área de dis-tribución de la población entera, y esta decisión afectaría a la determinación dela magnitud del efecto. El impacto se determinará analizando si el parque eóli-co causa un cambio significativo en el tamaño o en la distribución de la pobla-ción. Un aspecto clave de la valoración es examinar si la construcción del par-que eólico supone una pérdida de capacidad ecológica. En general, para obteneruna visión equilibrada de un posible efecto de desplazamiento es preciso consi-derar un área más amplia que la del parque eólico. Un desplazamiento a un áreaadyacente (<1 km) puede tener pocas o ninguna consecuencia ecológica, en cu-yo caso la magnitud del impacto sería pequeña. Sin embargo, si el desplaza-miento se produjese sobre un área mayor (p.ej. >5 km) sería apropiado consi-derar el impacto como medio o alto. Otra consideración importante es ladisponibilidad de hábitat alternativo. Cuando no existe hábitat alternativo, has-ta los desplazamientos a pequeña escala pueden ser importantes y conducir a undeclive poblacional local.

En ausencia de un criterio claro, una propuesta orientativa sería considerarun área de 5 km en torno al parque eólico para valorar su impacto. Sin em-bargo, mi experiencia personal al aplicar este método me inclina a sugerir queuna escala regional (p.ej. el condado, distrito o provincia) suele proporcionarun marco espacial de referencia más apropiado. En este área de referencia espreciso estimar el tamaño de población de cada una de las especies importan-tes que están presentes en el parque eólico, utilizando los mejores datos dis-ponibles sobre densidad y disponibilidad de hábitat. Estos datos constituyenla referencia sobre la que juzgar la importancia de la magnitud de cualquierposible efecto. Debe indicarse que esta solución es más provisional que defi-nitiva. En algunos casos puede ser más adecuado considerar una unidad eco-lógica local si se distribuye sobre una escala espacial apropiada, p.ej. una is-la real o de hábitat. Al valorar los efectos de un proyecto de parque eólico,existen tres impactos principales a considerar: (i) pérdida directa de hábitatdebida a la construcción, (ii) colisiones y (iii) molestias durante las fases deconstrucción y operación. Cada uno de estos impactos se considera a conti-nuación por separado.

PÉRDIDA DIRECTA DE HÁBITAT

Abordo en primer lugar este impacto potencial puesto que casi siempre es elmás sencillo de valorar. Los mapas de hábitat del estudio ecológico de referen-cia han de utilizarse para cuantificar el área de cada tipo de hábitat que desapa-


recería si se construyera el parque eólico. El área afectada comprendería las ba-ses de las turbinas, las vías de acceso y cualquier otra construcción asociada. Lamagnitud de este efecto puede determinarse mediante comparación con la pro-porción de cada tipo de hábitat que desaparecería, tanto en el contexto del par-que eólico como en el área de referencia ocupada por cada una de las especiesde aves.

Tabla 2: Determinación de la magnitud de los efectos

También debe considerarse cualquier posible efecto indirecto de pérdida dehábitat. Este tipo de efecto puede tener lugar en áreas adyacentes, por ejemplo,mediante un impacto hidrológico sobre turberas próximas al parque eólico. Engeneral, una buena práctica para evitar al máximo estos efectos indirectos es uti-lizar medidas correctoras y de manejo ambiental adecuadas.


MAGNITUD DESCRIPCIÓN

Muy Alta Pérdida total o alteración severa de los elementos /características claves res-pecto a las condiciones de referencia, de forma que los atributos, composi-ción o características resulten radicalmente cambiados o desaparezcan deltodo a consecuencia del parque eólico.

Referencia: < 20% población/restos de hábitat

Alta Pérdida o alteración importante de los elementos /características claves res-pecto a las condiciones de referencia (antes del parque eólico), de formaque los atributos, composición o características resulten muy cambiados aconsecuencia del parque eólico.

Referencia: 20-80% población/pérdida de hábitat

Media Pérdida o alteración de uno o más de los elementos/características clavesrespecto a las condiciones de referencia, de forma que los atributos, com-posición o características resulten parcialmente cambiados a consecuenciadel parque eólico.


Baja Desvío menor respecto a las condiciones de referencia. Los cambios deri-vados de la pérdida o alteración son evidentes, pero los atributos, composi-ción o características son similares a la situación/patrón anterior al parqueeólico.


Insignificante Cambio insignificante respecto a las condiciones de referencia. Cambioscasi imperceptibles; la situación es parecida a la anterior al parque eólico.

Referencia: < 1% población/pérdida de hábitat

RIESGO DE COLISIÓN

Tucker (1996) y Band (2000) han desarrollado modelos mecanísticos parapredecir el número teórico de aves que colisionarían con los aerogeneradoressuponiendo que éstas no exhibieran ningún comportamiento de evitación de lasturbinas. El modelo de Band permite hacer estas predicciones en una simple ho-ja de cálculo, disponible en la página web de la SNH. Para más detalles se pue-de consultar Band (2000) y Band et al. (2006), mientras que Percival et al.(1999) ofrecen un resumen del modelo.

Para usar el modelo durante el proceso de valoración de impacto son nece-sarios los siguientes datos:

● Número anual de vuelos a través del parque eólico a la altura del rotor. ● Velocidad de vuelo de las aves. ● Tamaño de las aves (longitud y envergadura). ● Tamaño del rotor de las turbinas y velocidad de giro.

Para determinar el número de vuelos es preciso tomar datos de campo deta-llados en el área donde se proyecta el parque eólico, sobre todo cuando hay es-pecies de aves particularmente sensibles. El resto de los datos pueden obtener-se de la literatura (p.ej. Campbell & Lack, 1985, Cramp 1998), aunque enalgunos casos puede ser útil cuantificar la velocidad de vuelo en el lugar del par-que eólico, relacionándola por ejemplo con la fuerza del viento, sobre todo si lainformación publicada es fragmentaria.

Para hacer predicciones realistas sobre el número de colisiones es preciso te-ner en cuenta el hecho de que las aves no realizan trayectorias de vuelo aleato-rias, sino que tratarán de evitar los obstáculos que encuentren en su camino. Esprobable que este aspecto suponga el grado de incertidumbre más alto a lo lar-go de todo el proceso de evaluación, ya que es sumamente difícil de cuantificar.Se han llevado a cabo numerosos estudios sobre colisiones en parques eólicosexistentes que, en general, suelen documentar bajas tasas de colisión, aunque aveces las muertes han afectado a especies de gran interés (Percival 2000, 2005).Con objeto de estimar la tasa de evitación, en teoría también habría sido nece-sario medir la tasa de vuelo a través del parque eólico antes y después de suconstrucción. El principio básico de estos cálculos es muy sencillo. Una vez cal-culado el número predicho de colisiones sin evitación mediante el modelo deBand, y observado el número real de colisiones, la tasa de evitación se calculacomo:

Tasa de evitación = 1 - (número observado de colisiones/número predichode colisiones)

En todo estudio de colisiones es importante considerar los cadáveres de avesque pudieran haber pasado inadvertidos al ser consumidos por especies carro-ñeras, especialmente en hábitats donde la recuperación de cadáveres es más di-fícil. En muchos casos se ha comprobado que es difícil estimar de forma preci-


sa la tasa de colisión (y, por tanto, también la tasas de evitación) simplementepor ser la frecuencia de colisión tan baja. Debido a estos problemas y a la ne-cesidad de disponer de las tasas de vuelo a través del parque, existen pocos ca-sos en los que es posible obtener un valor fiable de la evitación. Existe una ne-cesidad urgente de estudios que determinen la tasa de evitación de forma másprecisa. Actualmente se están desarrollando nuevas tecnologías para conseguir-lo como, por ejemplo, el uso de cámaras de video de infrarrojos para registrarcolisiones.

Cuando no existen datos de campo ni datos de parques eólicos similares,podrían usarse los datos disponibles junto a un análisis conservador. La hipo-tética situación adversa en este análisis no debe ser totalmente irrealista sinorazonable y posible. Sin embargo, es preciso considerar en la valoración de lamagnitud del impacto las incertidumbres adicionales que implica el uso de es-ta aproximación. Debe estimarse cuál será el resultado más probable, pero almismo tiempo hay que estimar también las posibles variaciones de esa estimaa la hora de determinar la magnitud del impacto. Los modelos de simulación,como los métodos de Monte Carlo, pueden ser útiles en determinadas cir-cunstancias.

Si la incertidumbre de las estimas de las tasas de evitación es considerable,entonces suele ser apropiado presentar los resultados reconociendo tal incerti-dumbre. El rango de posibles tasas de evitación puede presentarse gráficamen-te respecto a la tasa de colisión, de manera que puede determinarse el efecto dela incertidumbre sobre las predicciones de colisión.

El SNH ha recomendado recientemente una aproximación conservadora queusa un valor de la tasa de evitación del 95% (Band et al. 2006). Este procedi-miento puede ser útil como filtro inicial para identificar lugares donde el riesgode colisión claramente no es un problema pero, cuando sus resultados se com-paran con datos de parques eólicos existentes, habitualmente no genera una es-tima realista de las tasas de colisión reales. Trabajos recientes sugieren valoresconservadores del 98% para águilas reales (Aquila chrysaetos) (W. Band, co-mentario personal) y del 99% para aguiluchos cenizos (Circus cyaneus) (Whit-field & Madders 2005); las tasas de evitación de aves marinas llegan a superarel 99% (Desholm & Kahlert 2005), y las de los gansos alcanzan valores tan al-tos como el 99,93% (Fernley et al. 2006).

En las evaluaciones que he realizado con este modelo, he utilizado estimasconservadoras de la tasa de evitación entre el 95 y el 99% según la especie deque se tratase, y luego he explorado el valor de la tasa de evitación por debajodel cuál pudiera existir un efecto potencialmente significativo. El modelado delriesgo de colisión permite que la pregunta se aborde desde el ángulo contrario,determinar el nivel de evitación necesario para ocasionar impactos de distintamagnitud, y finalmente evaluar la probabilidad de cada escenario.

Esta metodología puede utilizarse para predecir la probabilidad del impactode las colisiones, y también a lo largo del proceso de minimización del riesgodurante el diseño del parque eólico, de modo que se pueden evaluar distintasconfiguraciones según el riesgo de colisión que generan.


La predicción de la tasa de colisión más probable es parte importante de ladeterminación de la magnitud, pero también se ha de tener en cuenta el efectode las colisiones a nivel de la población de aves. El impacto clave tiene lugarsobre la población local, pero este impacto debe contemplarse en el contextomás general de la distribución y tamaño de población de la especie en cuestión.Las diferencias interespecíficas en estrategias de historia vital probablemente sereflejan en forma de diferencias en vulnerabilidad a determinada magnitud demortalidad adicional ocasionada por las colisiones con los aerogeneradores, ypor tanto con la magnitud del impacto del parque eólico. La mayoría de las po-blaciones tal vez pueden tolerar un pequeño incremento de mortalidad adicio-nal, pero para algunas el efecto de este incremento puede ser un declive pobla-cional significativo (Morrison et al. 1998). Especies con una elevada tasa desupervivencia adulta y baja tasa reproductiva pueden ser más susceptibles deexperimentar impactos poblacionales, ya que tienen una capacidad limitada pa-ra reemplazar las muertes por colisión. De forma análoga, las especies que sonincapaces de compensar las bajas, aumentando por ejemplo su tasa de supervi-vencia o su tasa reproductiva (especies cuyas poblaciones se regulan por meca-nismos independientes de la densidad) serían más susceptibles que especies conmayor capacidad de reacción.

Una forma preliminar de incorporar esta información es evaluar la magnituddel impacto de colisión relativo a la tasa de mortalidad que experimenta la po-blación. Actualmente expreso rutinariamente el riesgo de colisión como el por-centaje en que aumenta la mortalidad media de la especie de interés; para la ma-yoría de las especies las tasas de supervivencia de referencia pueden consultarseen Cramp (1998) o en la web del British Trust for Ornithology. Los modelos deAnálisis de Viabilidad Poblacional pueden ayudar a explorar este aspecto conmás detalle, siempre que existan estos modelos o, al menos, los datos en los quese basan. Estos modelos podrían identificar niveles de mortalidad por encima delos cuales es probable que se produzcan impactos estadística y biológicamentesignificativos.

En muchos casos puede ocurrir que el número de colisiones políticamenteaceptables es muy inferior que aquél que provocaría un impacto biológicamen-te significativo en la población. Para algunas especies importantes para la con-servación puede suceder que el “umbral de aceptabilidad” debería más bien fi-jarse a un nivel inferior (en algunos casos tal vez en una única colisión) yestimar la probabilidad de que tal evento suceda.

MOLESTIAS

La construcción y el funcionamiento de un parque eólico tienen consecuen-cias que pueden derivar en un desplazamiento potencial de las aves del parquey su entorno. Es razonable pensar que estas molestias tienen el máximo poten-cial para generar un impacto significativo sobre las poblaciones de aves, espe-cialmente si los aerogeneradores se sitúan en hábitats importantes para las aves.


Sin embargo, las molestias sólo tendrían un auténtico impacto ecológico si pro-vocaran una reducción en el uso del área por las aves, es decir, si fuesen la cau-sa directa de una subutilización de los recursos y por tanto de una pérdida de lacapacidad de carga (Gill et al. 1996a). Durante el proceso de determinación dela magnitud de un impacto ocasionado por molestias, la consecuencia ecológi-ca del impacto es un importante aspecto adicional. Puede darse la circunstanciade que las aves se vean obligadas a abandonar el área, pero este desplazamien-to podría tener lugar a una escala pequeña y las aves desplazadas podrían dis-poner de múltiples alternativas para ocupar otros espacios.

A la hora de determinar la magnitud probable de un impacto provocado pormolestias, la primera cuestión a tener en cuenta es el tamaño de la zona poten-cialmente sometida a la perturbación. Con independencia del tamaño de la zo-na, es muy probable que el impacto sea mayor durante la construcción del par-que eólico. Si el impacto afecta a poblaciones importantes de aves, es posiblecorregirlo mediante segregación temporal, es decir, restringiendo las activida-des potencialmente molestas a periodos durante los cuales las poblaciones deaves no usan el área. Sin embargo, esta segregación no es posible en algunos ca-sos debido a que la época del año en que es posible construir el parque tambiénes limitada.

Las distancias potenciales de perturbación deben reflejar de forma conser-vadora las distancias, documentadas en estudios fiables, a las que las aves pue-den ser desplazadas por las turbinas: 300 m durante la época de cría y 600 mdurante el resto del año (Gill et al. 1996b, Langston & Pullan 2003, Percival2005). Sin embargo, para especies con áreas de campeo grandes es posible quelas aves se vean afectadas a distancias considerablemente mayores durante laépoca de cría, por ejemplo a causa de la pérdida parcial de áreas de búsquedade alimento. Es importante identificar qué poblaciones pueden ser afectadasmediante estudios de campo adecuados y mediante asesoramiento. Estas dis-tancias cautelosas puede reducirse cuando existe evidencia sólida de que losefectos en circunstancias similares afectan a las aves en un área más bien pe-queña.

Incluso cuando se utiliza una aproximación conservadora, siempre queda laduda de cómo tratar especies o grupos taxonómicos que no han sido previa-mente estudiados en ambientes para los que tampoco existen datos previos so-bre el impacto potencial de las molestias. El mejor ejemplo de esta situación sonquizá los parques eólicos marinos. Lo más apropiado en este caso puede ser de-terminar el número de aves a varias distancias del parque eólico, asegurándosede cubrir toda el área que puede resultar afectada. Estos datos pueden utilizarsepara explorar el riesgo de impactos de magnitud alta, media o baja, y para abor-dar la pregunta de a qué distancia deberían notar las aves las molestias para quese produjese un impacto significativo.

Al igual que sucede con el riesgo de colisión, esta aproximación puede uti-lizarse directamente en el proceso de diseño de un parque eólico para examinarel efecto de distintas configuraciones posible de los aerogeneradores con obje-to de minimizar los posibles impactos.


VALORACIÓN DEL RIESGO

La sensibilidad de las poblaciones afectadas y la magnitud de los posiblesimpactos son parte importante de la determinación de la significación y acepta-bilidad de cualquier construcción, pero también hay que considerar la probabi-lidad de que los impactos tengan lugar. Una forma de abordarla es elaborandouna matriz tridimensional para considerar la sensibilidad, la magnitud y el ries-go simultáneamente, en el modo en que se presenta en este capítulo.

He presentado el método, tal como se ha discutido hasta ahora, asumiendoque la evaluación se realiza sobre la base del resultado más probable, es decir,que existe un alto riesgo de que los efectos predichos realmente llegarán a pro-ducirse. En esencia, el riesgo es una medida de la vulnerabilidad de cada espe-cie a cada uno de los posibles impactos identificados. En muchos casos tambiénpuede ser adecuado considerar efectos con menor probabilidad de que realmen-te lleguen a producirse pero que, si sucedieran, podrían resultar en impactosmás importantes. En la Tabla 3 sugiero una clasificación del riesgo, o probabi-lidad de que un impacto llegue a producirse realmente, dividida en tres catego-rías (alta, media y baja). En la Tabla 3 también se indican definiciones tentati-vas para cada una de estas tres categorías.

Tabla 3. Definiciones de la probabilidad de impacto

VALORACIÓN GLOBAL

Unir la información sobre sensibilidad, magnitud y riesgo es el paso final delproceso de evaluación. La pregunta clave es cómo se usa la valoración de lamagnitud y de la sensibilidad para determinar si un impacto es o no es signifi-cativo en relación con la normativa de Declaración de Impacto Ambiental. Elmétodo propone que esto debe realizarse tabulando los valores de magnitud ysensibilidad, tal como se indica en la Tabla 4. De este modo se genera una pre-dicción de la significación de cada impacto potencial.


Probabilidad Descripción Comentarios

Alta Impacto seguro Las especies seguramente resulten(>50% probabilidad). afectadas por el impacto.

Media Impacto posible Las especies pueden resultar afectadas(5-50% probabilidad). por el impacto.

Baja Impacto improbable Las especies toleran el impacto.(<5% probabilidad).

Tabla 4. Matriz de significación: combinación de la magnitud y de la sensibilidadpara valorar la significación de impactos de alto riesgo (probabilidad >50%).

La componente de riesgo, dentro del proceso de evaluación, puede incorpo-rarse utilizando distintas matrices en función del grado de riesgo. La matriz dela Tabla 4 se basa en una alta probabilidad de que los impactos identificados lle-guen a materializarse. En las Tablas 5 y 6 se proponen matrices equivalentes pa-ra casos de riesgo medio y bajo.

Tabla 5. Matriz de significación: combinación de la magnitud y de la sensibi-lidad para valorar la significación de impactos de riesgo medio (probabilidaden el rango 5%-50%).

A lo largo del proceso de evaluación, este es el punto en el que mayor uti-lidad tienen los estudios publicados sobre efectos de parques eólicos exis-tentes sobre poblaciones de aves. Estos estudios permiten evaluar el riesgode forma más precisa y, por tanto, en algunos casos es posible pasar de un es-cenario conservador a un escenario más realista. Por ejemplo, si se hubieraplanteado un proyecto de parque eólico en un área utilizada por ánsares pi-quicortos (Anser brachyrhynchus) invernantes antes de la publicación del es-tudio de Larsen y Madsen (2000), se habría considerado altamente probable


Sensibilidad

SIGNIFICACIÓNMuy alta Alta Media Baja

Muy alta Muy alta Muy alta Alta Media

Alta Muy alta Muy alta Media Baja

Media Muy alta Alta Baja Muy baja

Baja Media Baja Baja Muy baja

Insignificante Baja Muy baja Muy baja Muy baja

Mag

nitu

d

Sensibilidad


Muy alta Alta Alta Media Baja

Alta Alta Alta Baja Muy baja

Media Alta Media Baja Muy baja

Baja Media Baja Muy baja Muy baja


Mag

nitu

d

un escenario cauteloso en el que los gansos se verían desplazados de un áreade 600 m alrededor de las turbinas, de manera que se hubiera utilizado la ma-triz de alto riesgo (Tabla 4). Como este estudio no encontró molestias signi-ficativas más allá de los 200 m, resulta evidente que la probabilidad real delescenario conservador inicial es baja, de modo que lo adecuado es usar lamatriz de bajo riesgo (Tabla 6). Este ejemplo subraya la necesidad y los be-neficios de estudios sólidos y científicamente rigurosos sobre los impactosreales.

Tabla 6. Matriz de significación: combinación de la magnitud y de la sensibilidadpara valorar la significación de impactos de bajo riesgo (probabilidad <5%).

CONCLUYENDO: ¿QUÉ ES SIGNIFICATIVO?

El paso final en el proceso de evaluación es determinar la importancia o sig-nificación de un impacto predicho para concluir si es o no es aceptable. Segúnel método expuesto en este capítulo, la interpretación del orden de significaciónes como sigue:

● Muy bajo y bajo no suponen normalmente motivo de preocupación,aunque debe aplicarse el diseño cuidadoso habitual para minimizar losimpactos.

● Muy alto y alto representan impactos sobre las poblaciones de aves quese consideran significativos a efectos de la Declaración de Impacto Am-biental.

● Medio representa un impacto potencialmente significativo que puede re-ducirse por debajo del nivel de significación a efectos de la Declaraciónde Impacto Ambiental mediante medidas correctoras.

En circunstancias complejas o particularmente delicadas, normalmente seríaadecuado examinar una serie de combinaciones de riesgo y magnitud, para ba-sar después la evaluación final sobre ellas, teniendo en cuenta las múltiples in-certidumbres de los datos disponibles.


Sensibilidad


Muy alta Media Media Media Baja

Alta Media Media Baja Muy baja

Media Media Baja Muy baja Muy baja

Baja Media Muy baja Muy baja Muy baja


Mag

nitu

d

MEDIDAS CORRECTORAS

En los casos en que se predicen impactos significativos, o en aquéllos don-de tales impactos pueden tener lugar, puede ser factible aplicar medidas correc-toras para neutralizar los efectos adversos. La mejora de la calidad del hábitat yotras medidas que pudieran garantizar que la construcción de un parque eólicoprovoca una mejora local en la conservación más que un impacto adverso me-recen una consideración seria.

Como se ha mencionado anteriormente, el método puede ser de gran utilidaddurante el proceso de diseño de un parque eólico. Cuando se detectan impactossignificativos en esta fase, es posible rediseñar la propuesta para evitar los atri-butos que generan problemas de conservación. El método permite demostrar losbeneficios del diseño modificado respecto al diseño original.

EVALUACIÓN DE IMPACTOS ACUMULADOS

La cuestión de la valoración del impacto acumulado de los parques eólicossobre las poblaciones de aves está generando una preocupación creciente a me-dida que el número de parques aumenta. El método que aquí se presenta no con-sidera los impactos acumulados de forma explícita, pero sus principios básicospueden aplicarse igualmente a problemas de acumulación de efectos. Los mis-mos principios del análisis pueden aplicarse fácilmente y simultáneamente amás de un parque eólico construido o en fase de diseño. En esencia, un análisisde impactos acumulados es análogo al análisis de un único parque donde los ae-rogeneradores se distribuyen en un área más amplia.

Es necesario recurrir a la evaluación de impactos acumulados cuando más deun parque eólico (o mejor dicho, cuando un nuevo parque eólico) afecta a unamisma población local de aves importante desde el punto de vista de la conser-vación. Esto es particularmente importante en dos casos:

● A nivel individual, cuando una especie como por ejemplo el águila realtiene un área de campeo tan grande que incluye más de un parque eólico.

● Cuando el área que habita una población solapa en gran medida un áreadonde existe (o se plantea construir) una elevada densidad de parqueseólicos. Por ejemplo, los parques eólicos marinos suelen emplazarse enaguas poco profundas (5-15 m de profundidad), que son también lasaguas preferidas por el negrón común (Melanitta nigra).

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Capítulo 8

EFECTOS DE LAS TURBINAS SOBRE LAS AVES Y LOSMURCIÉLAGOS EN EL SUROESTE DE MINNESOTA

(ESTADOS UNIDOS)

KENNETH F. HIGGINSUSGS/BRD, South Dakota Cooperative Fish and Wildlife Research Unit,

South Dakota State University, Brookings, SD 57007, U.S.A.

ROBERT G. OSBORNMinnesota Department of Natural Resources,

Farmland Wildlife Research Group, Madelia, MN, 56062, U.S.A.

DAVID E. NAUGLEWildlife Biology Program, School of Forestry, The University of

Montana, Missoula, MT 59812, U.S.A.

RESUMEN

Las fuentes de energía renovable, como la energía eólica, han recibido unclaro respaldo público, pero el impacto de las turbinas sobre las comunidadesde aves y murciélagos no ha sido investigado de forma adecuada. Durante dosaños, se estudiaron los efectos de la planta eólica de Buffalo Ridge (BRWRA) so-bre las aves residentes y migratorias y sobre los murciélagos en varios hábitatsde pastizal, bosque, zonas húmedas y agrícolas. Se llevaron a cabo estudios deactividad para determinar los patrones de movimiento y de comportamiento devuelo de todas las aves, rapaces incluidas, en relación con las turbinas. Además,se calculó la abundancia relativa de rapaces por 10 km de transecto, y se reali-zaron búsquedas exhaustivas de cadáveres en áreas de muestreo. Para detectarel grado en que las aves evitaban las turbinas se efectuaron censos a lo largo delas hileras de aerogeneradores, y se calculó un índice de densidad de aves re-productoras. Entre abril y diciembre de 1994 encontramos 3 aves y 5 murciéla-gos muertos, aunque parece que sólo estos últimos murieron por colisión con lasturbinas. A lo largo de 1995 hallamos 8 aves y 8 murciélagos muertos, supues-tamente por colisión. Sólo la localización de las turbinas influyó sobre la tasade mortalidad. La mayoría de las aves observadas (75% en 1994; 70,2% en1995) volaban por debajo del rotor. El gavilán colirrojo (Buteo jamaicensis), elaguilucho pálido (Circus cyaneus), y el cernícalo americano (Falco sparverius)

fueron las rapaces más comunes. Nuestros resultados sugieren que el parque eó-lico no constituyó una grave amenaza para las aves durante el periodo de estu-dio. Las aves que cruzaban la hilera de turbinas a menudo ajustaban su vuelocuando las aspas estaban girando, lo que indica que podían detectar su movi-miento con la vista, con el oído, o con ambos sentidos. El riesgo de colisión pa-ra las aves paseriformes parecía aumentar durante la migración otoñal y pri-maveral. Este estudio constituye la primera evidencia de las frecuentescolisiones de quirópteros con las turbinas. Los murciélagos se mostraron mássusceptibles a las colisiones fuera del periodo de migración. La baja tasa demortalidad de aves y murciélagos registrada por turbina no debería tomarse ala ligera. Es importante que las evaluaciones del emplazamiento de futuras plan-tas eólicas consideren los efectos sobre las poblaciones de aves y murciélagos.

INTRODUCCIÓN

En las Grandes Llanuras de Norteamérica, aproximadamente entre 1870 y1940, la energía eólica era la fuente de energía básica utilizada para que los mo-linos bombeasen agua para el ganado y el uso doméstico y generasen electrici-dad. A partir de 1940, los carburantes derivados del petróleo empezaron a sus-tituir la energía eólica para realizar estas funciones. Una década más tarde, lapráctica totalidad de la electricidad antes generada por la energía eólica se ob-tenía de otras fuentes de energía (hidráulica, nuclear, carbón o gas), y se trans-portaba a través de una red de líneas y subestaciones eléctricas. En los últimosaños, sin embargo, la creciente preocupación por la calidad del medioambienteha renovado el interés por formas alternativas de energía más limpias, y la ener-gía eólica ha vuelto al norte de las Grandes Llanuras.

Aunque las energías renovables como la eólica han recibido un claro respal-do público (Hansen et al. 1992), los efectos de las turbinas sobre la comunidadde aves y de murciélagos no se han investigado suficientemente. La mortalidadde aves por colisión con los aerogeneradores varía desde niveles muy bajos onulos (Byrne 1983, Winkelman 1985, 1990, Higgins et al. 1995) hasta nivelessustanciales (McCrary et al. 1983, Howell & Noone 1992, Orloff & Flannery1992). Algunas especies, particularmente las aves rapaces, son susceptibles decolisionar en gran número (Orloff & Flannery 1992). En California, Orloff &Flannery (1992) han sugerido que el comportamiento de caza de algunas espe-cies de aves de presa las hace más proclives a las colisiones con las turbinas.Howell & DiDonato (1991) muestrearon 359 turbinas en los condados califor-nianos de Alameda y Contra Costa durante 12 meses y encontraron 42 avesmuertas, 25 de las cuales perecieron aparentemente a causa del choque con lasturbinas. Diecisiete de los 25 cadáveres eran de rapaces. Los resultados de unestudio de 2 años en 1.169 turbinas del parque eólico de Altamont Pass en Ca-lifornia arrojaron la cifra de 182 aves muertas (65% rapaces; Orloff & Flannery1992). Los autores del estudio atribuyeron a colisiones con las turbinas el 55%de las muertes de rapaces.


Hasta el momento, los estudios del impacto ecológico de los parques eólicoshan buscado evaluar sus efectos sobre las comunidades de aves. Sin embargo,sabemos ahora que también las comunidades de murciélagos están siendo per-judicadas por las plantas eólicas (Howell & DiDonato 1991, Osborn et al. 1996,Johnson et al. 2000). Las colisiones de quirópteros con estructuras artificialesno son un descubrimiento reciente. Van Gelder (1956) observó que 5 murciéla-


Por SDSU AgBio Comunicaciones.Ken Higgins, y Dennis Todey, de vuelta al primer parque eólico en Buffalo Ridge,Minnesota, donde recopilaron la primera documentación científica en la región de

Northern Plains sobre la mortalidad de aves causada por las turbinas.

gos de cola peluda rojizos (Lasiurus borealis) murieron por colisión con una to-rre de televisión en Kansas. Según observaciones de Crawford & Baker (1981)en Florida, otra torre de televisión ocasionó a lo largo de 25 años la muerte de54 murciélagos de 7 especies distintas. En Long Point (Ontario) la colisión conun faro marino provocó la muerte de 5 murciélagos de 3 especies diferentes(Saunders 1930). Se conocen también casos de colisiones de quirópteros con ae-rogeneradores. En los parques eólicos de California, Howell & DiDonato(1991) encontraron 2 cadáveres de murciélagos durante un estudio de 24 mesesde duración, y Osborn et al. (1996) hallaron 13 murciélagos de 5 especies enuna planta eólica de Minnesota. Aunque la mortalidad de murciélagos por coli-sión no parezca ser tan común como la de aves, existe cada vez más evidenciade lo contrario, y en algunos sitios la mortalidad de quirópteros puede llegar aigualar o superar la mortalidad de aves (Osborn et al. 1996, Johnson et al.2000). Sin embargo, debido a la falta de estudios específicamente diseñados pa-ra investigar la mortalidad de quirópteros, no es posible evaluar adecuadamen-te la magnitud del impacto que tienen las plantas eólicas sobre las poblacionesde murciélagos.

Se han identificado varios factores que pueden contribuir a la colisión deaves y murciélagos con los aerogeneradores (Nelson & Curry 1995). Muchos deestos factores son incontrolables: por ejemplo los frentes de tormenta, que ace-leran el desplazamiento de los animales, o la niebla, que reduce la visibilidad.Otros, como la topografía, el uso del suelo en el territorio circundante y la pre-sencia de poblaciones densas de aves reproductoras o invernantes, son factoresparcialmente controlables o evitables a través de la elección del emplazamien-to del parque eólico tras un reconocimiento previo o a través de la manipulacióndel hábitat. Sin embargo, hasta el parque eólico mejor situado puede causar lamuerte de aves o murciélagos (Osborn et al. 1996, Johnson et al. 2000, Osbornet al. 2000). En consecuencia, muchos estudios se han enfocado a averiguar có-mo disminuir la probabilidad de colisión de aves con las turbinas.

Los esfuerzos iniciales para reducir la mortalidad se vieron obstaculizadospor el hecho de que algunas aves se acostumbraban a las turbinas y las utiliza-ban como posadero (Nelson & Curry 1995). Las rapaces suscitaron especialpreocupación ya que se servían de las turbinas como posaderos y como plata-formas de observación desde las que detectar a sus presas (Nelson & Curry1995), aumentando considerablemente con su conducta a probabilidad de coli-sión. Por tanto, los promotores de energía eólica y las agencias estatales y fe-derales de recursos naturales han modificado el diseño de las turbinas hacién-dolas menos atractivas para las aves, aumentando su visibilidad y dificultandosu uso para posarse o para nidificar. Por ejemplo, la sustitución de las torres decelosía por torres tubulares ha conseguido reducir satisfactoriamente estos usospor parte de las aves (Nelson & Curry 1995). Actualmente se está estudiando elefecto de pintar las turbinas con colores y patrones diferentes sobre la reducciónde la frecuencia de las colisiones.

Además de la mortalidad directa debida a las colisiones, varios investigado-res han señalado que las aves tienden a no utilizar áreas donde se han colocado


turbinas. Por ejemplo, se ha encontrado que la densidad de anátidas, limícolas yrapaces cerca de las turbinas es inferior a la registrada en hábitats similares sinturbinas (Winkelman 1990, Pedersen & Poulsen 1991, Usgaard et al. 1997).Aunque los efectos de las turbinas sobre las aves paseriformes de pastizal han re-cibido menos atención, Leddy et al. (1999) han aportado evidencias de que va-rias especies de paseriformes también evitan las áreas próximas a las turbinas.

La construcción de la planta eólica de Buffalo Ridge, la primera de la regióncentro-occidental de Estados Unidos, nos ha ofrecido la oportunidad única de es-tudiar los efectos de las turbinas sobre las aves y los murciélagos residentes y mi-gradores, en hábitats de pastizal, bosque, zonas húmedas y cultivos. Los objeti-vos de nuestro estudio fueron: (1) hacer un seguimiento de los movimientosestacionales, de la abundancia relativa y de los patrones de actividad de las avesen relación con las turbinas; (2) documentar el comportamiento y la actividad deindividuos o grupos de aves para determinar qué especies fueron más proclivesa colisionar con las turbinas; (3) determinar la proporción de mortalidad por co-lisión de aves y murciélagos y valorar el papel de los sesgos que afectaron nues-tra capacidad de detectar la mortalidad de aves; (4) determinar si el comporta-miento de nidificación de las rapaces en el suroeste de Minnesota sufría algunaalteración debida a la presencia de aerogeneradores; y (5) averiguar si la presen-cia de turbinas afectaba la densidad de paseriformes que nidificaban en los pas-tizales del Programa de Conservación de Reservas (CRP siglas en inglés).

ÁREA DE ESTUDIO

Buffalo Ridge está situado en el suroeste de Minnesota y ocupa un segmentode 100 km del Bemis Moraine, una formación geológica orientada en direcciónnoroeste-sudeste que separa las cuencas de los ríos Missouri y Mississippi. Buf-falo Ridge está formado por morrenas frontales y terrenos seccionados por arro-yos tradicionalmente clasificados como praderas de tierras altas y praderas de hu-medales (Coffin & Pfannmuller 1988). En la actualidad los hábitats principales deBuffalo Ridge son agrícolas (maíz Zea mays, soja Glycine max, cereales de gra-no pequeño, pastos y heno) y los pastizales CRP. La mayoría de los pastizalesCRP en Buffalo Ridge están plantados con mezclas de bromo inerme Bromus in-ermis y alfalfa Medicago sativa, o con Panicum virgatum. Cerca de las granjas yen los barrancos se pueden encontrar pequeños parches de bosque. En esta zonavive una gran variedad de aves de pastizal, humedal y áreas mixtas de bosque ypasto, pero sólo unas pocas especies de anátidas y limícolas nidificantes y migra-torias (Nelson & Curry 1995; Leddy 1996; Osborn et al. 1998).

El parque eólico de Buffalo Ridge (BRWRA, en sus siglas en inglés) estáubicado al sureste de la ciudad de Lake Benton, en Minnesota (44o15’45”N,96o17’33”W), en un área cuya altitud varía en el rango 546-610 m, y que se ex-pande a lo largo de 54 km entre sus extremos noroeste y sureste. Los 293 km2

del BRWRA incluyen 32 km2 de planta eólica y 261 km2 de terrenos circundan-tes. Durante nuestro periodo de estudio, el BRWRA contenía 73 turbinas (de


aquí en adelante se utilizará el término genérico “turbina” para indicar el con-junto formado por torre, góndola [la caja situada al final de la torre] y aspas)agrupadas en 10 hileras. Las hileras de turbinas estaban repartidas en 6 seccio-nes (Arkansas Base Line; 5th Principal Meridian; T109N; R45W; Sec. 16, 22,26, 27, 35; y 36). El número de turbinas en cada hilera varió entre 3 y 20. Enlas hileras, las turbinas estaban separadas 91-183 m entre sí. Cada turbina (mo-delo KVS-33) estaba instalada sobre una torre tubular blanca de 37 m de alturay poseía un rotor de 33 m de diámetro con 3 aspas. Las hileras estaban coloca-das en campos de maíz, soja o pastizales CRP. Veintisiete turbinas se encontra-ban en cultivos y 46 en pastizales CRP.

MÉTODOS

CENSOS DE AVES

Llevamos a cabo censos de actividad en 6 puntos de observación para deter-minar los patrones de movimiento y las características del vuelo de toda la avi-fauna (rapaces incluidas) en relación con las turbinas (Osborn et al. 1998). Ele-gimos puntos de observación sin obstáculos que permitieran realizarobservaciones de un mínimo de 10 turbinas y el área circundante. Los muestre-os de actividad se realizaron una vez cada 2 semanas durante la primavera y elotoño, periodos durante los cuales la actividad de las aves fue intensa, y una vezal mes durante el resto del año. En cada punto de observación los muestreosconsistieron en 3 sesiones de observación al día: mañana, mediodía y atardecer.Cada sesión duró unas dos horas y constó de 8 periodos de observación de 10min de duración. Las sesiones de la mañana empezaban al amanecer, las de me-diodía entre las 11:00 y las 13:00 (hora central estándar de los Estados Unidos),y las del atardecer 2 horas antes de la puesta del sol. Durante cada periodo deobservación de 10 min se identificaron todas las aves observadas en vuelo al ni-vel taxonómico más preciso posible, preferiblemente a nivel de especie. Paracada ave o grupo de aves se tomaban los siguientes datos: (1) número de indi-viduos; (2) dirección respecto al observador categorizada en ocho cuadrantes(N, NE, E, SE, S, SW, W, o NW); (3) altura estimada de vuelo sobre el suelo;(4) distancia estimada al observador para determinar la posible existencia de uncorredor de vuelo; (5) dirección del vuelo también categorizada en ocho cua-drantes; y (6) distancia a la torre más cercana. La identificación se realizaba conprismáticos y telescopios. Distancias y alturas se estimaron con precisión infe-rior a 5 m y lo más próximo posible a 1 m.

Para determinar la composición por especies y la abundancia relativa de ca-da una de ellas (Usgaard et al. 1997) se censaron las rapaces en un transecto de69 km por carretera, que cruzaba por la mitad el parque eólico (Higgins et al.1995). En 1994 el transecto se realizó dos veces por semanas (entre el 10 de ju-nio y el 14 de septiembre) o una vez por semana (entre el 15 de septiembre y el26 de octubre) (n = 13). Al año siguiente (1995) los censos se efectuaron sólo se-


manalmente (del 22 de marzo al 26 de octubre; n = 30). Durante los censos seanotó el número y las especies de rapaces observadas desde un vehículo a unavelocidad constante de 40 km/h. Los censos empezaban 2-3 horas después delamanecer. Los puntos de comienzo del transecto en cada uno de sus extremos sealternaban para reducir el error asociado con los patrones de actividad de las ra-paces diurnas. Se calculó la abundancia relativa de rapaces/10 km de transecto.

La búsqueda de nidos de rapaces se realizó durante los meses de abril y ma-yo de 1994 y 1995 con objeto de determinar su posición y la composición de lacomunidad de rapaces nidificantes en el BRWRA (Usgaard et al. 1997). Desdetodas las carreteras disponibles, se examinaron los bosques y setos de árbolesen busca de signos de actividad reproductora de rapaces utilizando telescopiosy prismáticos. Los nidos potenciales fueron controlados semanalmente hastaque fueron ocupados o hasta que la vegetación obstruyó por completo la visióndel sitio. Se registró la localización y la especie ocupante de cada nido activo.

BÚSQUEDA DE CADÁVERES

Para asegurarnos de que el tamaño de las parcelas de búsqueda de cadáveresera adecuado, calculamos cuan lejos de una torre podía caer un ave después dehaber chocado con una turbina (Osborn et al. 2000). Por esta razón, se dejaroncaer cadáveres de aves desde la góndola de una turbina no operativa, a una al-tura de 36,6 m (por razones de seguridad el lanzamiento no se efectuó nuncacon la turbina en movimiento) y también desde el punto de altura máxima delárea de barrido (51,8 m). Durante los 2 años del estudio, se utilizaron un totalde 16 cadáveres, y cada cadáver fue lanzado dos veces. Se usaron dos alturasporque las aves que colisionan a mayor altura podrían caer más lejos desde labase de la torre, especialmente en días de viento. Los experimentos se realiza-ron con viento moderado, registrando la distancia desde el punto de aterrizajedel cadáver hasta la base de la torre.

Varios observadores buscaron cadáveres en parcelas de muestreo caminan-do a lo largo de transectos paralelos separados entre 5 y 12 m. En 1994 se ras-trearon 10 parcelas de muestreo rectangulares escogidas al azar con 3 turbinasen su interior, en búsqueda de aves y murciélagos muertos. Seis parcelas se en-contraban en pastizales CRP y 4 en cultivos de cereales. La anchura inicial delas parcelas era de 122 m, es decir, 61 m a cada lado de la hilera de turbinas. Sinembargo, a partir del tercer mes de estudio, la distancia a la hilera se redujo a50 m, ya que los resultados preliminares indicaban que la calidad de los datosno se vería mermada disminuyendo el tamaño de la parcela de muestreo. Se ras-trearon también 6 parcelas control de igual tamaño en las que no había turbinas.Cuatro de las 6 parcelas de referencia se encontraban en cultivos y 2 en pasti-zales CRP.

En 1995, el esfuerzo y la frecuencia de búsqueda se basaron en los nivelesde abundancia y actividad observados en 1994 (Osborn et al. 1998). Además,las parcelas de muestreo de mortalidad con múltiples turbinas se sustituyeron


por 73 parcelas que contenían una sola turbina, lo que permitió una mejor co-bertura del parque eólico. Durante enero, febrero y marzo, en semanas alternas,buscamos cadáveres de aves y murciélagos en 30 parcelas de muestreo escogi-das al azar que contenían una turbina (50 m x 50 m con centro en la turbina).Las búsquedas tuvieron periodicidad semanal en los picos de actividad de lasaves durante mayo-junio y septiembre-octubre, periodo en el que se muestrea-ron todas las parcelas. A lo largo de los meses restantes (abril, julio y agosto) seexaminaron 60 parcelas escogidas al azar una vez por semana. En mayo y juniose añadieron a la búsqueda semanal 10 parcelas control, cinco de las cuales es-taban localizadas en pastizales CRP y 5 en campos de soja.

EFICACIA DEL OBSERVADOR

Comprobamos el error de detección del observador para ver en qué gradopodía afectar a los resultados de mortalidad (Osborn et al. 2000). Se dispusie-ron cadáveres de aves encontradas en el campo en las parcelas de muestreo, tan-to en los pastizales CRP como en los cultivos. El número de cadáveres varió en-tre parcelas, de forma que el observador desconocía si su búsqueda habíaacabado. Se utilizó el mismo método de búsqueda, barriendo transectos parale-los, que en los muestreos de mortalidad. Se registró el porcentaje de cadáveresencontrados por cada observador.

TASA DE DESAPARICIÓN DE CADÁVERES POR CARROÑEROS

Evaluamos la tasa de desaparición de cadáveres de aves por carroñeros enlas parcelas de muestreo de mortalidad durante el final de la primavera y el ve-rano, temporadas en las que se supone que la tasa de actividad de los carroñe-ros es más alta. (Osborn et al. 2000). Se colocaron cadáveres de aves en unamuestra de 32 parcelas de mortalidad, 12 en cultivos y 20 en pastizales CRP.Entre 1 y 3 cadáveres se depositaron en puntos aleatorios dentro de la parcela.Una banderola blanca colocada a 5-10 m del cadáver señalaba el lugar donde sehabía depositado el ave. Durante 7 días se anotaban diariamente el número yporcentaje de cadáveres que permanecían sobre el terreno.

TASA DE DESCOMPOSICIÓN

Se estudió la tasa de descomposición para determinar cuánto tiempo perma-necían visibles las aves en verano, época en que se espera que la tasa de des-composición sea máxima (Osborn et al. 2000). Colocamos 30 cadáveres de avesde pequeño tamaño en 10 jaulas (3 aves/jaula). Las jaulas impedían que los ca-rroñeros consumiesen los cadáveres, pero permitían que éstos estuvieran al al-cance de los insectos y expuestos a las condiciones meteorológicas. Colocamos


5 trampas en el suelo desnudo y otras 5 entre la hierba alta. Durante una sema-na, se examinaban a diario todas las aves, fotografiándolas y anotando su con-dición general. Cuando un cadáver dejaba de ser reconocible como un ave, seconsideraba que estaba totalmente descompuesto. Cada día se registraba el por-centaje de cadáveres restantes.

ESTIMAS DE MORTALIDAD

Para obtener una estima de la mortalidad más precisa, corregimos el nú-mero de muertes por la irregularidad estacional en el esfuerzo de búsqueda.Calculamos el número de aves muertas encontradas durante la búsqueda enlas parcelas de mortalidad en cada estación, multiplicando el resultado por elnúmero total de parcelas que hubieran sido prospectadas si las 73 parcelas hu-biesen sido muestreadas semanalmente. La varianza de la estima de mortali-dad fue determinada con el método delta (Seber 1982) que permite incorporarlas varianzas asociadas a distintas fuentes de error (eficacia del observador,actividad de los carroñeros y descomposición de los cadáveres) a una únicaestima total.

EXPERIMENTOS DE EVITACIÓN DE LAS TURBINAS

Los transectos de censo de aves se situaron en 6 pastizales CRP, 3 con tur-binas y otros 3 sin turbinas (control; Leddy 1999). Se seleccionaron pastizalesCRP de 7-8 años de edad para minimizar los efectos de la edad del pastizal so-bre la diversidad y la densidad de la avifauna (Millenbah et al. 1996). Los índi-ces de obstrucción visual (Robel et al. 1970, Higgins & Barker 1982) no difi-rieron entre pastizales CRP con y sin turbinas, lo que indica que la estructura dela vegetación era similar en los pastizales de control y del experimento (Leddy1996). Los censos se realizaban cada semana siguiendo un orden al azar entreel 15 de mayo y el 1 de julio de 1995 (Leddy et al. 1999). Se calculó la mediade los resultados de densidad obtenidos en múltiples censos de un solo transec-to para evitar la pseudoreplicación (Hurlbert 1984, Leddy 1999). En cada pas-tizal se recorrieron 6 transectos de anchura fija de 40 m (Wakeley 1987). En lasparcelas con turbinas, 1 transecto discurría a lo largo de la hilera. Dos transec-tos adicionales discurrían paralelos a cada lado de la hilera de turbinas a 40 my 80 m de distancia; el sexto transecto se situó a 180 m de la hilera. La longi-tud de los transectos variaba dependiendo del tamaño del pastizal, y se dispu-sieron a más de 30 m del límite del pastizal con los humedales para minimizarlos errores asociados con los bordes (Arnold & Higgins 1986, Reese & Ratti1988). En cada uno de los pastizales CRP control, sin turbinas, se situó un tran-secto en un lugar al azar.

Las inconsistencias entre muestreos debidas a las variaciones de actividad delas aves a lo largo del día (Skirvin 1981, Verner & Ritter 1986) se minimizaron


realizando los censos desde el amanecer hasta las 10 h (hora central estándar delos Estados Unidos). Registramos todas las aves vistas u oídas a lo largo deltransecto, que se recorría a pie a una velocidad de 1,0-1,5 km/h (Mikol 1980,Wakeley 1987); en los análisis estadísticos sólo se utilizaron registros de ma-chos posados o de machos cuyo canto fue oído. Se incluyeron en el conteo lasaves que espantamos, observadas mientras se alejaban del transecto (Burnhamet al. 1980), y se excluyeron las que entraban en el transecto o que lo sobrevo-laban. En caso de fuertes lluvias o vientos (>20 km/h; Ralph et al. 1993) se sus-pendían los muestreos. En los pastizales CRP con turbinas las aves se censarontanto con las turbinas en movimiento como con las turbinas no operativas, yaque se ponían en funcionamiento durante los censos si el viento alcanzaba ve-locidad de 14-20 km/h. Los censos realizados con turbinas operativas se com-pararon con los efectuados con turbinas en reposo, para determinar si el ruidopodía introducir algún error en los muestreos.

Se calculó un índice de densidad total de aves nidificantes dividiendo el nú-mero de machos contabilizados por el área del transecto. La contribución de ca-da especie al conjunto de la comunidad se obtuvo dividiendo el número de ma-chos contabilizados de cada especie por el número total de machos. La riquezade especies se definió como el número de especies (Koford et al. 1994).

MÉTODOS ESTADÍSTICOS

Cuando la distribución de los datos violaba los supuestos de normalidad o dehomocedasticidad, los análisis se llevaron a cabo con pruebas no paramétricas(Conover & Iman 1981). Cuando fue necesario las proporciones se normaliza-ron con la transformación arcoseno de la raíz (Zar 1996). Utilizamos la pruebade Kruskal-Wallis para comparar el número de individuos y el número de espe-cies observados entre sitios, horas, unidades y meses. Cuando encontramos di-ferencias significativas (P < 0,05) entre horas o entre unidades, usamos los pro-cedimientos de comparación múltiple descritos por Daniel (1990) paradiferencias entre las medianas de los grupos. Empleamos un análisis de la va-rianza de medidas repetidas para contrastar si el tamaño de las aves o la alturade caída afectaron a la distancia de la base de la torre a la que un cadáver ate-rrizaría. Utilizamos una prueba de la G (Sokal & Rohlf 1995) para determinarsi el número de aves muertas era distinto en parcelas de muestreo de mortalidady en parcelas control, y si el emplazamiento de las turbinas, el tipo de hábitat ola estación influyeron en la mortalidad. Usamos un análisis de covarianza paradeterminar si la densidad de aves en los transectos guardaba relación con el rui-do producido por el giro de las turbinas, examinando si el estado de la turbina(en reposo o en movimiento) afectaba a la pendiente de la recta que relaciona-ba densidad de aves con ruido. Empleamos análisis de la varianza (ANOVA)para determinar si la densidad de aves en pastizales CRP sin turbinas era dis-tinta de la densidad en pastizales CRP con turbinas, y para determinar si la den-sidad de aves estaba asociada con la distancia a los aerogeneradores. Emplea-


mos una prueba de comparaciones múltiples (mínima diferencia significativa)para averiguar entre qué transectos hubo diferencias en la densidad de aves. Conuna prueba de la t y un análisis de la varianza de una vía determinamos si la es-tación influyó en la capacidad de los observadores para encontrar cadáveres deaves en 1994 y 1995, respectivamente. Usamos un análisis factorial de la va-rianza (2 x 2 x 3 niveles) para analizar si el año, la cobertura de la vegetación yel tamaño de las aves influyeron sobre la frecuencia con que los observadoresencontraron los cadáveres. Utilizamos los contrastes de Tukey para la compa-ración de medias a posteriori. Analizamos los datos de desaparición de cadáve-res por carroñeros con un análisis de supervivencia de Kaplan-Meier, seguidode una prueba de Breslow (Linz et al. 1991). Fijamos el nivel de significacióncomo P < 0,05.

RESULTADOS

BÚSQUEDA DE CADÁVERES

Entre abril y diciembre de 1994 se encontraron 3 aves muertas (Tabla 1) y 5murciélagos (Tabla 2) durante las búsquedas en las parcelas con múltiples tur-binas (n = 287). No se encontraron cadáveres de ninguno de estos 2 grupos enlas parcelas de mortalidad con 1 turbina (n = 140) ni en las parcelas control (n= 81). Ninguna de las aves encontradas en 1994 murió a consecuencia del im-pacto con las turbinas: 2 murieron por disparos y la tercera por atropello. Seconsideró que los 5 murciélagos hallados muertos en 1994 colisionaron con unaturbina.

Entre enero y diciembre de 1995, en las parcelas de mortalidad (n = 2.332)se encontraron 9 cadáveres de aves (Tabla 1) y 8 de murciélagos (Tabla 2). Enlas parcelas control (n = 160) no se encontraron cadáveres. De las 9 aves, unamurió por colisión con un vehículo, y las restantes 8 y todos los murciélagos co-lisionaron con los aerogeneradores.

En ambos años, el número de aves muertas encontradas en las parcelas demortalidad (n = 8) no difirió de las encontradas en las parcelas control (n = 0)si el nivel de significación era P = 0,05, pero sí lo hizo si P = 0,10 (G = 2,982;g.l. = 1; 0,05 < P < 0,10). El hábitat no afectó al número de aves muertas en-contradas en las parcelas de mortalidad (G = 0,53; g.l. = 1; P > 0,05; Tabla 1):se hallaron 4 aves en parcelas de cultivos y 4 en pastizales CRP. Sin embar-go, la ubicación de las turbinas sí influyó sobre la tasa de mortalidad. Las tur-binas situadas en los extremos de una hilera estaban asociadas a un mayor nú-mero de aves muertas (n = 5) que las situadas en la parte central de la hilera(n = 2; G = 5,02; g.l. = 1; P < 0,05; Tabla 1). El patrón estacional de mortali-dad no difirió de una distribución generada al azar si P = 0,05 pero sí lo hizosi el nivel de significación se establecía como P = 0,10 (G = 7,04; g.l. = 3;0,05 < P < 0,10). La mortalidad en primavera fue más alta de lo esperado alazar (Tabla 1).


Tabla 1. Fecha de recogida y distancia a las turbinas de cadáveres de aves en-contrados durante las búsquedas en parcelas de mortalidad en Buffalo RidgeWind Resource Area, Minnesota, 1994-1995 (adaptado de Osborn et al. 2000).

1Especies accidentales.El * indica probable colisión con turbinas.2Veintisiete turbinas estaban situadas en cultivos y 46 en pastizales CRP.3Veintidós turbinas se encontraban en los extremos de la hilera y las restantes 51 en la parte central.

En los dos años de estudio, el número de murciélagos muertos hallados enlas parcelas de mortalidad (n = 13) fue significativamente mayor que el núme-ro encontrado en las parcelas control (n = 0) (G = 4,96; g.l. = 1; P < 0,05). A di-ferencia de las aves, los murciélagos no fueron más susceptibles de colisionarcon turbinas terminales (n = 3) que con las turbinas centrales de las hileras (n =10; G = 0,322; g.l. = 1; P > 0,05; Tabla 2), pero morían con una frecuencia sig-nificativamente mayor en turbinas localizadas en cultivos (n = 9) que en aqué-llas situadas en pastizales CRP (n = 4; G = 5,51; g.l. = 1; P < 0,05; Tabla 2). Lamayoría de los murciélagos se encontraron en verano (n = 11; Tabla 2), un re-sultado mucho más alto de lo esperado por una distribución homogénea entreestaciones (G = 13,48; g.l. = 2; P < 0,05).

Hubo que realizar dos correcciones para estimar el número de colisionesocurridas en BRWRA en 1995 (en 1994 no se encontraron animales muertos porcolisión con turbinas). En primer lugar, el número de cadáveres encontrados fuecorregido por el esfuerzo irregular de búsqueda estacional. Estimamos que, dehaberse efectuado la búsqueda semanal durante el año entero en las 73 parcelasde mortalidad, en 1995 se habrían encontrado 15 aves muertas. La segunda co-rrección correspondió a los errores derivados de la eficacia de los distintos ob-


Fecha Distancia Tipo UbicaciónAño del Especies a la de de la

hallazgo turbina (m) hábitat2 turbina3

1994 17 oct. Columba livia 7,3 Cultivo Parte central

17 oct. Columba livia 3,7 Cultivo Parte central

19 sept. Cistothorus platensis1 25,6 CRP Parte central

1995 30 marzo Oxyura jamaicensis1* -- CRP --

19 abril Fulica americana* 31,1 Cultivo Extremidad

25 abril Sphyrapicus varius* 43,9 Cultivo Extremidad

1 mayo Sturnus vulgaris* 9,1 CRP Parte central

10 mayo Seiurus aurocapillus* 14,0 CRP Parte central

2 junio Vireo olivaeus* 1,8 CRP Extremidad

17 julio Sturnella neglecta* 4,0 Cultivo Extremidad

1 ago. Larus pipixcan* 31,1 Cultivo Extremidad

4 sept. Ammodramus savannarum1 85,0 CRP Extremidad

servadores, la tasa de desaparición por los carroñeros y la tasa de descomposi-ción. Durante el estudio, los observadores localizaron el 78,8% ± 5,4% de loscadáveres en los experimentos para evaluar la eficacia del observador; el 60,5%± 7,9% de las carroñas no fueron consumidas por los carroñeros después de los7 días del experimento correspondiente; todos los cadáveres utilizados en el ex-perimento de descomposición eran reconocibles tras 7 días. Aplicando estas fre-cuencias, en los 12 meses de 1995 deberían haberse producido 36 ± 12 colisio-nes (0,33-0,66 colisiones x turbina-1 x año-1) en las 73 turbinas del parque eólicode Buffalo Ridge.

Tabla 2. Fecha de recogida y distancia a la turbina más próxima de los cadáve-res de murciélagos hallados en BRWRA, junto al lago Benton, Minnesota, desdemayo de 1994 hasta diciembre de 1995 (adaptado de Osborn et al. 1996).

1Veintisiete turbinas estaban situadas en cultivos y 46 en pastizales CRP.

2Veintidós turbinas se encontraban en los extremos de la hilera y las restantes 51 en la parte central.

EVITACIÓN DE LAS TURBINAS

Independientemente del año, la mayor parte de las aves observadas (75% en1994; 70,2% en 1995) voló por debajo de una altura equivalente a la longitudde las aspas (es decir < 21 m del suelo; Figura 1). Sólo el 16% en 1994 y el17,5% en 1995 voló entre 21 y 51 m de altura, intervalo en el que es posible quese produzcan colisiones.


Fecha Distancia Tipo UbicaciónAño del Especies a la de de la

hallazgo turbina (m) hábitat1 turbina2

1994 18 julio Eptesicus fuscus 13,7 Cultivo Parte central

24 ago. Lasionycteris noctivagans 15,9 Cultivo Parte central

6 sept. Lasionycteris noctivagans 12,8 Cultivo Parte central

14 sept. Lasiurus cinereus 37,2 Cultivo Parte central

22 sept. Lasiurus cinereus 19,2 Cultivo Parte central

1995 12 mayo Lasionycteris noctivagans 20,1 Cultivo Parte central

14 julio Lasiurus cinereus 32,0 Cultivo Parte central

29 julio Lasiurus cinereus 3,1 Cultivo Parte central

1 ago. Lasionycteris noctivagans 18,0 CRP Extremidad

9 ago. Lasiurus cinereus 39,0 CRP Parte central

22 ago. Lasiurus borealis 7,9 CRP Extremidad

25 ago. Lasiurus cinereus 9,1 Cultivo Extremidad

13 sept. Pipistrellus subflavus 10,1 CRP Parte central


Por

cent

aje

de a

ves

obse

rvad

as

0

10

20

30

40

50

60

70

< 3 m 3-21 m 22-52 m 53-92 m > 92 m

Altura de vuelo

1994 1995

40

Por

cent

aje

de a

ves

obse

rvad

as

Distancia a la turbina más próxima

1994 1995

< 15 m 15-31 m 32-92 m 93-153 m 154-305 m > 305 m0

5

10

15

20

25

30

35

Figura 1. Altura de vuelo de todas las aves y de las aves rapaces observadasen los muestreos de actividad en Buffalo Ridge, entre mayo y octubre de 1994(n = 11.072), y entre enero y diciembre de 1995 (n= 16.544), expresada comoporcentaje del total de las observaciones (adaptado de Osborn et al. 1998).

Figura 2. Distancia a la turbina más próxima de todas las aves y de las rapa-ces observadas durante los censos de actividad en Buffalo Ridge, mayo-octu-bre 1994 (n = 3.602) y enero-diciembre 1995 (n = 3.256), expresada como por-centaje del total de las observaciones (adaptado de Osborn et al. 1998).

El 80% de las aves observadas en 1994 y el 74,8% de las observadas en 1995volaban a más de 31 m de la turbina más próxima en el momento del avista-miento (Figura 2). En 1994, el 5% de las aves voló a menos de 16 m de las tur-binas, y este porcentaje ascendió al 14,1% en 1995. Analizando por grupos lasdistancias y las alturas de vuelo, las anátidas y las rapaces volaron más cerca delas turbinas, por lo que estaban más expuestas a colisionar con ellas (Tabla 3).En cambio, los paseriformes volaron muy por debajo de la altura de las aspas,y por eso su riesgo de colisión era muy pequeño (Tabla 3).

Tabla 3. Características de vuelo de algunas especies de aves observadas du-rante los muestreos de actividad (adaptado de Osborn et al. 1998).

Altura del vuelo Distancia a la turbina

% de % de % deobservaciones aves a aves a

Más en el área de 15 m 31 mMínimo Máximo frecuente barrido del de una de una

Especie1

(m) (m) (m) rotor N turbina turbina N

Branta canadensis 11 1.525 61 7 419 3 3 163Anas platyrhynchos 0 305 61 28 1.072 10 22 146A. discors 0 31 0 11 37 40 50 18Circus cyaneus 1 1.068 3 16 401 6 9 33Buteo swainsoni 9 305 15 20 25 6 6 16B. jamaicensis 1 458 61 31 182 6 13 54Falco sparverius 1 52 12/232 31 59 67 100 3Phasianus colchicus 0 9 2 0 157 0 17 18Charadrius vociferus 1 92 1 6 218 11 23 35Larus pipixcan 5 1.220 18 45 620 4 5 79Columba livia 1 153 15 23 893 1 5 365Zenaida macroura 0 46 9 9 319 3 21 37Erempohila alpestris 1 46 8 13 676 0 32 22Hirundo rustica 1 183 3 4 1.297 2 13 91Corvus brachyrhynchos 0 275 6 27 787 2 2 250Turdus migratorius 1 61 3 5 377 5 32 2.250Sturnus vulgaris 1 107 15 3 935 5 7 155Pooecetes gramineus 1 11 3 0 69 0 40 5Passerculus sandwichensis 1 15 1 0 160 0 23 12Dolichonyx oryzivorus 1 46 5 1 360 6 13 155Agelaius phoeniceus 1 214 6 20 5.081 21 26 1.972Sturnella neglecta 0 244 3 1 317 22 37 55Quiscalus quiscula 0 76 6 14 1.523 2 14 322Molothrus ater 0 61 3 1 709 6 20 179Carduelis tristis 1 27 12 9 141 10 20 20

1Un listado completo de todas las especies observadas está disponible a petición de los interesados.

2Para algunas especies hay más de una altura de vuelo más frecuente.


Las densidad media de aves en los muestreos efectuados con las turbinas ope-rativas (4,7 ± 0,88 SE) y no operativas (5,4 ± 0,94 SE) fueron similares (F = 0,39;g.l. = 1,30; P > 0,05). La densidad total de aves fue más baja en pastizales CRPcon turbinas que en pastizales CRP sin aerogeneradores (F = 17,36; g.l. = 6,14; P= 0,001; Tabla 4). La densidad fue más baja en los transectos a menos de 40 m delas turbinas que en transectos a más de 80 m de distancia ((F = 12,37; g.l. = 1,10;P = 0,006; Tabla 4). Además, la densidad media de aves fue inferior en los tran-sectos a menos de 80 m de las turbinas que en los situados a más de 180 m deellas (F = 13,10; g.l. = 1,10; P = 0,001; Tabla 4). La densidad media de aves amás de 180 m de las turbinas no fue significativamente distinta de la densidaden pastizales CRP sin turbinas (F = 0,10; g.l. = 1,10; P > 0,05; Tabla 4). En-contramos una relación lineal entre la densidad de aves y la distancia del tran-secto a la hilera de turbinas (r2 = 0,746; n = 18; P < 0,001; Figura 3).

Tabla 4. Riqueza de especies y densidad media de aves de pastizal (aves/100ha) en función de la distancia a las hileras de turbinas en pastizales CPR entremayo y julio de 1995 en la planta eólica de Buffalo Ridge, Minnesota (adapta-do de Leddy et al. 1999).

Machos reproductoresTransecto n Riqueza de especies Densidad media SE0 m 3 6 52,2 A 26,340 m 6 8 66,0 A 17,180 m 6 7 128,0 B 19,6180 m 3 9 261,0 C 12,0Parcelas control en CRP 3 10 312,5 C 15,7

Figura 3. Densidad esperada de aves paseriformes nidificantes (machos/100ha) a distancias entre 0 y 180 m de las hileras de aerogeneradores en pastiza-les CPR entre mayo y julio de 1995 en la planta eólica de Buffalo Ridge, Min-nesota (adaptado de Leddy et al. 1999).


0

50

100

150

200

250

300

-10 10 30 50 70 90 110 130 150 170 190

Distancia

Den

sida

d (m

acho

s/10

0 ha

)

RAPACES

Se observaron 187 rapaces de 6 especies a lo largo de 13 transectos por ca-rretera en 1994. Al año siguiente, en 30 transectos, se registraron 428 individuosde 7 especies diferentes. Tres especies, el gavilán colirrojo (Buteo jamaicensis),el aguilucho pálido (Circus cyaneus) y el cernícalo americano (Falco sparve-rius) constituyeron el 86% de las observaciones en 1994 y el 77,1% de las de1995. La abundancia relativa de rapaces por 10 km de transecto fue de 2,08 en1994 y 2,07 en 1995. Se encontraron 15 nidos ocupados por 4 especies de ra-paces en BRWRA durante 1994 y 16 nidos de 3 especies durante 1995. La den-sidad total de nidos de rapaces (nidos/100 km2) fue 5,94 en los terrenos sin tur-binas adyacentes a las instalaciones eólicas (261 km2). Por el contrario, en los32 km2 con turbinas no se detectó ningún nido.

DISCUSIÓN

Nuestros resultados sugieren que el parque eólico de Buffalo Ridge no cons-tituyó una amenaza para las aves durante los años 1994-95. Un hecho funda-mental para explicar esta afirmación fue que sólo una fracción relativamente pe-queña de aves (16-18%) volaba a una altura a la que podían colisionar con lasturbinas. Además, las aves que cruzaban las hileras de turbinas en Buffalo Rid-ge a menudo modificaban su trayectoria de vuelo cuando las aspas estaban enmovimiento, algo que no solían hacer si las aspas no giraban. Este comporta-miento sugiere que tal vez podrían detectar su movimiento con la vista, el oídoo ambos sentidos (Higgins et al. 1996). Las aves acuáticas y las rapaces fueronlos grupos con mayor probabilidad de colisionar con las turbinas en Buffalo Rid-ge. A pesar de la gran cantidad de aves acuáticas migratorias avistadas en pri-mavera y otoño, la mayoría volaba muy por encima de las turbinas, por lo que elriesgo de colisión fue bajo. La nula mortalidad de rapaces en el parque eólico deBuffalo Ridge se explica probablemente por su escasez en la zona (Higgins et al.1996, Usgaard et al. 1997) y por el diseño tubular de las torres, que no favorecesu uso como posadero y lugar de nidificación (Nelson & Curry 1995).

Parece que las especies de paseriformes tienen mayor riesgo de colisión du-rante las migraciones primaveral y otoñal, periodos en los que tuvo lugar el 75%de las muertes en BRWRA (Higgins et al. 1996, Osborn et al. 2000). Sin em-bargo, durante el verano, los paseriformes volaban durante la mayor parte deltiempo por debajo de la altura de las aspas. A esto hay que añadir que la densi-dad de aves en las inmediaciones de las hileras de turbinas era sólo la cuarta par-te de la densidad registrada a 180 m de las hileras o en las áreas de referencia(Leddy et al. 1999). Por tanto, los paseriformes nidificantes que habitan el par-que eólico de Buffalo Ridge también mostraban un riesgo muy bajo de colisio-nar con las turbinas.

Aunque los aerogeneradores no parecen provocar un impacto directo au-mentando la mortalidad de los paseriformes, la presencia de las turbinas puede


afectarles indirectamente dado que evitan nidificar en pastizales con turbinas, loque finalmente representa una pérdida de hábitat. La comparación de la densi-dad de aves y de la riqueza de especies entre transectos (Leddy et al. 1999) in-dicó un uso reducido de pastizales por las aves a distancias de las turbinas infe-riores a 180 m. Aunque otros estudios realizados en Holanda hayan indicadoque la presencia de los aerogeneradores restringía el uso de hábitats adecuadospor aves acuáticas y limícolas, (Winkelman 1990, Pedersen & Poulsen 1991),los mecanismos que inhiben la explotación por las aves de los pastizales próxi-mos están por identificar. Además del ruido y de las molestias provocadas porla presencia del hombre, el movimiento de las aspas podría molestar a las avesnidificantes (Leddy 1996). Por último, es posible que las tareas de manteni-miento que obligan a recorrer diariamente las sendas entre las turbinas pudieranhaber contribuido a reducir aún más el uso por las aves de los pastizales alre-dedor de los aerogeneradores.

Las fechas en que se recuperaron los cadáveres de murciélagos en BRWRAsugiere que este grupo corría el riesgo de colisionar en cualquier época excep-to durante la migración. Aunque es posible que el murciélago encontrado enmayo y los recuperados a finales de agosto y septiembre estuviesen migrando,es probable que los murciélagos hallados entre junio y mitad de agosto fuesenresidentes estivales. Hasta donde sabemos, nuestros resultados son los primerosen demostrar que los quirópteros colisionan frecuentemente con las turbinas. Elnúmero de murciélagos muertos en Buffalo Ridge (n = 13) durante los 20 me-ses del estudio fue ligeramente más alto que el de las aves (n = 8). No obstan-te, sin conocer el tamaño total de las poblaciones de murciélagos y aves resi-dentes en el área de Lake Benton, es imposible determinar cuál de los dos fuemás susceptible de colisionar con los aerogeneradores. Además, la mayoría delas especies de murciélagos involucradas en las colisiones pertenecía a especiessolitarias que se refugian en los árboles, en la línea de los resultados de John-son et al. (2000).

Nuestras conclusiones y las de Johnson et al. (2000) resaltan la ausencia dedatos para evaluar los efectos de los parques eólicos sobre las comunidades demurciélagos y la necesidad de estudios adicionales. La información necesariasería la siguiente: composición de la comunidad, abundancia de cada especie,uso del hábitat y caracterización del periodo de migración. Además, sería acon-sejable incorporar el estudio de los murciélagos en los programas de segui-miento biológico en los parques eólicos existentes y futuros.

Los resultados de nuestro estudio indican que la mortalidad de aves y mur-ciélagos provocada por colisiones con las hileras de turbinas eólicas en pastiza-les y cultivos es baja (<1 ave o murciélago/turbina/año), y que las turbinas noparecen causar más muertes que otras estructuras artificiales (ver bibliografíacomentada en Hebert & Reese 1995). Lamentablemente, hasta la instalaciónmejor situada provocará la muerte de algún animal. Por eso, la pregunta sería“¿qué número de colisiones es aceptable?” Este número probablemente varía deuna zona a otra, en función del criterio del organismo regulador, y dependeránen gran medida de las especies afectadas, especialmente si se trata de aves y


murciélagos amenazados o en peligro de extinción. A la espera de nuevos estu-dios, sería aconsejable evitar ubicar nuevos parques eólicos cerca de áreas decría, descanso, invernada, rutas migratorias, refugios y cualquier otra área don-de las aves y los murciélagos se concentran en gran número.

La prospección del lugar de emplazamiento antes de su construcción puedejugar un papel importante en la reducción de la tasa de mortalidad de aves. Con-siderar los efectos potenciales de una planta eólica sobre las comunidades deaves antes de diseñarla y construirla puede ser el mejor primer paso que puededarse para prevenir la mortalidad de aves (Nelson & Curry 1995). Los datos dereferencia pueden utilizarse para establecer la abundancia inicial, los patronesde migración, y para identificar las especies de interés especial. Además, esa in-formación de base es esencial para evaluar los efectos de las turbinas ya opera-tivas sobre aves y murciélagos. La ubicación específica de los nuevos parqueseólicos debería evaluarse caso a caso tanto en Dakota del Sur como en otros es-tados o provincias limítrofes.

Durante 4 años (1996-99), la empresa Western Ecosystems Technology, Inc.(Johnson et al. 2000) hizo un seguimiento de aves en la Fase I de Buffalo Rid-ge, justo a continuación de nuestro estudio (1994-95). Los protocolos de inves-tigación fueron similares en los dos estudios, y sus resultados (Johnson et al.2000) en general corroboraron los nuestros, con la excepción de la tasa de mor-talidad de aves por turbina y año (Figura 4). La tasa de mortalidad registradapor Johnson et al. 2000 duplicó la que encontramos en nuestro estudio en la Fa-se I. Además, volvió a duplicarse en el seguimiento de la Fase II, y se duplicóuna vez más durante el seguimiento de la Fase III (Figura 4). Estos resultadosindican claramente que hubo un fuerte aumento de la tasa de mortalidad por tur-bina a medida que pasaba el tiempo.

Las diferencias relativas a la Fase I pueden explicarse en parte por las pe-queñas diferencias en el protocolo de seguimiento y en las técnicas de análi-sis utilizados en los dos estudios. Sin embargo, estas diferencias metodológi-cas no pueden explicar que la tasa de mortalidad se doble entre los estudiosde las Fases II y III, donde se aplicaron los mismos protocolos y análisis. Da-do que los factores ambientales en conjunto fueron similares entre las tres fa-ses, una posible explicación podría ser bien el mayor tamaño de las turbinasempleadas en las Fases II y III (Johnson et al. 2000), o bien el incremento enel número total de turbinas, que se fue doblando en las fases sucesivas: FaseI = 73; Fase I más Fase II (143) = 216; y Fase I más Fase II más Fase III (138)= 354. Esto sugiere que al aumentar el número de turbinas en el parque eóli-co aumenta el número de aves muertas por turbina y año. A pesar de la eleva-da tasa de mortalidad registrada en su estudio, Johnson et al. (2000) afirmanque en el parque eólico de Buffalo Ridge las colisiones constituyen un pro-blema irrelevante desde el punto de vista del impacto sobre las poblaciones deaves en su conjunto. Sin embargo, hay que recordar que este parque eólico es-taba bien situado. Antes de que se decidiera definitivamente su ubicación fi-nal, se realizaron exploraciones minuciosas sobre el terreno y exhaustivasevaluaciones del riesgo para las aves.


Figura 4. Cambios en el número medio de muertes de aves por turbina y añoen Buffalo Ridge, Minnesota (1994-1999) a lo largo del tiempo y en relacióncon el tamaño del parque eólico (*adaptado de Johnson et al. 2000).

Nuestra sugerencia es no tomarse a la ligera las tasas de mortalidad por tur-bina, por muy bajas que sean, sobre todo teniendo en cuenta la magnitud de lasplantas eólicas previstas para el futuro. Por ejemplo, partiendo de una tasa me-dia de mortalidad relativamente baja de 5 aves y 5 murciélagos por turbina, unaumento de 2.000 turbinas en las Grandes Llanuras septentrionales puede sig-nificar la muerte de 10.000 aves y 10.000 murciélagos al año. Estas cifras sí sonsignificativas. Otro asunto que despierta preocupación es que Johnson et al.(2000) encontraron una correlación negativa y significativa entre la mortalidadde aves y murciélagos y la distancia entre las turbinas y las zonas húmedas enel parque eólico de Buffalo Ridge. La importancia de sus resultados reside en elhecho que en gran parte del este de Dakota del Sur y de Dakota del Norte, asícomo de las provincias meridionales de Canadá, la densidad de zonas húmedasy la densidad de aves superan con creces las del oeste de Minnesota. Por estarazón, es de importancia fundamental que los sondeos de reconocimiento pre-vios a la construcción de un parque eólico y los procedimientos de estudio uti-lizados en Buffalo Ridge (Nelson & Curry 1995) sean obligatorios para todaslas instalaciones planeadas en las Grandes Llanuras septentrionales de EstadosUnidos y en Canadá. Además, es esencial que los sondeos previos a la cons-trucción consideren los efectos de las futuras plantas eólicas sobre las pobla-ciones de aves y murciélagos.


0,5

0,98

2,27

4,45

0

0,5

1

1,5

2

2,5

3

3,5

4

4,5

5

Mor

talid

ad /

turb

ina

/ año

Fase I (n=73)1994-5

Fase II (n=143)1996-9*

Fase III (n=138)1999*

PERSPECTIVAS PARA EL FUTURO

Recientemente, la American Wind Energy Association identificó los 15 esta-dos con el mayor potencial para explotar la energía eólica. Dakota del Sur ocu-pó el 4º lugar, detrás de Dakota del Norte, Texas y Kansas. El potencial eléctri-co de Dakota del Sur procedente de la fuerza del viento se estima en 1.030millones de kilowatios-hora, lo que corresponde a 120.000 megavatios. Si todaesta energía pudiera aprovecharse en su totalidad, cubriría la demanda de elec-tricidad de 40 millones de personas. En Dakota del Sur viven menos de 1 mi-llón de personas, y el estado consigue la mayor parte de la energía del carbón ode la energía hidráulica generada en los saltos del río Missouri, excepto duran-te las temporadas de sequía prolongada, de manera que casi toda la produccióneléctrica de las instalaciones eólicas de Dakota del Sur se podría exportar a otrosestados.

Exportar electricidad generada por el viento tiene aspectos positivos y nega-tivos. Pensamos que para Dakota del Sur uno de las consecuencias negativasmás importantes de tener varias plantas eólicas de tamaño considerable en su te-rritorio reside en la necesidad de instalar más líneas de transmisión eléctrica ensuperficie. En la actualidad Dakota del Sur y la mayoría de las Grandes Llanu-ras septentrionales carecen de una infraestructura de líneas de transmisión ade-cuada para exportar un gran volumen de energía eléctrica. Como muchos in-vestigadores han indicado, los tendidos eléctricos pueden provocar unamortalidad significativa de aves (Malcolm 1982, Faanes 1987, Bevanger 1994),especialmente en áreas cercanas a los humedales. Además, por razones estéti-cas el paisaje de Dakota del Sur perdería calidad si estuviera plagado de parqueseólicos y tendidos eléctricos.

Por otro lado, entre las consecuencias positivas de los parques eólicos paralos habitantes de Dakota del Sur destacarían, a nuestro entender, el desarrolloeconómico si se construyesen varios grandes parques eólicos en el estado y segenerase un excedente de electricidad susceptible de venderse a otros estados,como ocurre con las cosechas agrícolas.

Una forma de beneficiarse de la exportación de electricidad generada por elviento de Dakota del Sur a otros estados sería la aplicación de un impuesto es-pecial dirigido a corregir el impacto ambiental generado por la producción ytransmisión de electricidad. En varios estados los ciudadanos están ya pagandode forma voluntaria un precio más alto por la “energía verde”, es decir la ener-gía procedente de fuentes naturales renovables como la energía eólica, hidráu-lica o geotérmica (Farhar 1999). Como se comprobó en 2001, los californianoshubieran pagado un precio más alto por energías verdes procedentes de cual-quier fuente. El sobreprecio pagado varió entre 0,4 y 20 centavos/kWh, con unamedia de 2,5centavos/kWh (Swezey y Bird 2000). En algunos estados, en lugarde pagar por el consumo efectuado, los usuarios pueden pagar un coste fijo de3 a 6 $ por mes y kilovatio de energía verde (Swezey y Bird 2000). Hay nume-rosos ejemplos de programas de tarifas de energía verde disponibles en EstadosUnidos (ver revisión de Swezey & Bird 2000).


Asumiendo que finalmente se construyan varias plantas eólicas, los ciuda-danos de Dakota del Sur tendrían varias opciones de reinvertir los ingresos pro-cedentes del excedente de producción eléctrica. Para que se beneficien las futu-ras generaciones de Dakota del Sur, una porción de la renta generada por laenergía verde podría ser invertida en todos los niveles de educación. Otra posi-bilidad sería financiar la conservación de más espacios naturales, zonas libresde instalaciones artificiales como aerogeneradores y tendidos eléctricos, queprovocan la muerte de aves y de murciélagos y disminuye la calidad ambientaldel paisaje. Por tanto, finalmente, los beneficios procedentes de la energía ver-de podrían utilizarse para financiar estudios dedicados a la reducción de la mor-talidad de aves y murciélagos producida por los parques eólicos.

AGRADECIMIENTOS

Este proyecto ha sido financiado por KENETECH Windpower, Inc., y elSouth Dakota Department of Game, Fish and Parks. Hemos recibido ayuda adi-cional de la South Dakota Cooperative Fish and Wildlife Research Unit, en co-laboración con el National Biological Survey, Wildlife Management Institute,South Dakota Game, Fish and Parks Department, United States Fish and Wil-dlife Service, United States Geological Survey/Biological Resources Division, ySouth Dakota State University. Estamos agradecidos a S. Ugoretz, J. Schlad-weiler, S. Cooper, L. Flake, D. Johnson, y K. Bakker por revisar las primerassecciones de nuestro manuscrito. Agradecemos la ayuda de P. Evenson con losanálisis estadísticos. Queremos agradecer también a J. Stewart, H. Nelson y D.Curry por su ayuda con el contrato y con el diseño del estudio. R. Usgaard, C.Dieter, R. Hanson, K. Cieminski, J. Bien, T. Cooper, K. Leddy, B. Harris, V.Swier y P. Beauzay colaboraron en la recogida de los datos. R. Neiger compro-bó las causas de las muertes. Finalmente, agradecemos al personal técnico decampo del parque eólico de Buffalo Ridge su ayuda y cooperación a lo largo delperiodo de estudio.

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Capítulo 9

MORTALIDAD DE AVES EN PARQUES EÓLICOS DENAVARRA (NORTE DE ESPAÑA)

JESÚS Mª LEKUONAc/Plaza del Soto, 29 bajo, Pamplona, E-31016, Navarra, Spain.

CARMEN URSÚADepartamento de Medio Ambiente,

Gobierno de Navarra, c/Alhóndiga 1, Pamplona, E-31002, Navarra, Spain.

RESUMEN

Durante un estudio de 3 años (2000-2002) se estudiaron 13 parques eóli-cos con un total de 741 turbinas en Navarra. Se eligieron 37 parcelas que con-tenían 277 turbinas (37,4%) para realizar búsquedas de aves y murciélagosmuertos, y observar el comportamiento de las aves. Se analizó una muestra de4.790 sesiones de muestreo y se avistaron 200.528 aves de un mínimo de 117especies; 19,4% de las aves avistadas eran rapaces. Se encontraron diferen-cias importantes entre puntos de observación situados en el mismo parque eó-lico tanto en la tasa de mortalidad, como en su uso por las aves y en un índi-ce de riesgo de colisión. También hubo diferencias en estas variables entreestaciones (migración prenupcial, primavera, verano, migración post-nupcial,otoño e invierno) y entre parques eólicos. Encontramos 345 cadáveres de avesy 15 de murciélagos. Las rapaces fueron el grupo de aves con mayor riesgo decolisión en la mayor parte de las plantas eólicas de Navarra. Se estableció uníndice específico de riesgo para contrastar la tendencia de distintas especiesde aves a volar cerca del área barrida por las aspas de las turbinas (zona deriesgo). La mayor parte de las aves muertas eran rapaces (72,8%); las bajasde buitre leonado constituyeron el 63,1% de las muertes de rapaces.

INTRODUCCIÓN

Navarra, situada en la zona septentrional de España, es una de las áreas másimportantes para el desarrollo eólico en Europa. En 1995 se instaló la primeraplanta eólica en el área de estudio y, cuando se redactó este artículo, había en suterritorio 23 plantas eólicas con 1.000 turbinas que producían 600 megavatios(MW) de potencia eléctrica. Generalmente, la mayoría de las turbinas estánconfiguradas en grupos que forman los llamados muros de viento (windwalls).El resto de las torres están dispuestas en hileras, espaciadas 75-100 m. La altu-

ra varía entre 45 y 65 m, y el diámetro del rotor entre 40 y 80 m. La potenciaeléctrica producida por turbina es de 450-1.500 kilovatios.

En Navarra la industria eólica está regulada por dos leyes: el Decreto Foral125/1996 y la Ley 6/2001. Desde 1996 se ha implantado en la comunidad au-tónoma el programa ambiental de seguimiento eólico, de acuerdo con los Estu-dios de Impacto Ambiental de los proyectos eólicos. En marzo de 2000, el De-partamento de Medio Ambiente del Gobierno de Navarra inició un proyecto deinvestigación para tratar un problema complejo que afecta a la conservación deaves y murciélagos y al desarrollo de la energía eólica. A partir de 1996 variosinformes de compañías eólicas han puesto de manifiesto el gran número demuertes de aves registradas en los parques eólicos de Navarra (Lizarraga &Saénz 1996, 1997, 1998, 1999, 2000, 2001, EIN 2000, 2001), en los que las ra-paces son víctimas habituales.

En este estudio tratamos de cuantificar el uso de los parques eólicos por lasaves y las muertes de aves. El procedimiento básico consistió en observar, cuan-tificar e interpretar el vuelo y el comportamiento de las aves alrededor de lasturbinas. Los objetivos fueron: 1) cuantificar el uso por las aves del entorno delas plantas eólicas en Navarra, 2) relacionar los vuelos con el riesgo de colisióny establecer un Índice Específico de Riesgo (SRI, siglas en inglés) para cada es-pecie de ave, 3) identificar las relaciones entre el comportamiento de vuelo y elmodo de posarse, las condiciones meteorológicas, la topografía, el hábitat yotros factores que podrían predecir riesgos elevados para la comunidad de aves.En este capítulo se presentan algunos resultados preliminares de tres años detrabajo de campo (marzo 2000-diciembre 2002) que forman parte del estudio(Lekuona 2000, 2001, 2002).

ÁREA DE ESTUDIO

Navarra se encuentra en el norte de España (entre las latitudes 41°54’34’’ N y43°18’52’’ N y las longitudes 0°43’23’’W y 2°43’23’’ W). En Navarra hay alre-dedor de 1.000 turbinas que se distribuyen sobre una superficie de más de 10.421km2. En nuestra área de estudio, estudiamos 13 plantas eólicas utilizando 37 par-celas de muestreo que contenían 277 turbinas para cuantificar el uso y la mortali-dad de aves (Leitza-Beruete, El Perdón, San Esteban, Selva, Salajones, Izco-Ai-bar, Alaiz-Echagüe, Guerinda, Caluengo, Caparroso, Montes de Cierzo,Cabanillas y La Bandera). El parque eólico de Leitza se sitúa en el norte de la co-munidad foral. El Perdón, San Esteban, Selva, Salajones, Izco-Aibar, Alaiz-Echa-güe y Guerinda se encuentran en el centro de Navarra, mientras que Caluengo,Caparroso, Montes de Cierzo, Cabanillas y La Bandera se localizan en el sur.

MATERIAL Y MÉTODOS

El diseño de nuestro estudio incluía dos tareas fundamentales de investiga-ción de campo: describir y cuantificar la conducta de las aves en una selección


de puntos de muestreo, y efectuar búsquedas intensivas de cadáveres de aves.Empezamos el estudio estableciendo entre 3 y 5 puntos de observación fijos encada parque eólico. Los puntos de observación se situaron en hábitats diferen-tes como bosques, pastizales, cultivos, matorral, estepas, y hábitat rocoso. Se re-alizaron observaciones en cada punto durante 30 minutos con periodicidad se-manal, a lo largo de tres años (2000, 2001 y 2002). Los puntos de observaciónestaban espaciados lo suficiente para minimizar el riesgo de duplicar los avista-mientos. A lo largo de todo el periodo de estudio se mantuvieron los mismospuntos. Los puntos fueron seleccionados de manera que el observador tuviesela mejor vista posible de los aerogeneradores y del hábitat circundante en un ra-dio de 300-400 m. Desde cada punto las turbinas eran fácilmente observables,lo que aseguraba la identificación precisa de las especies observadas y un re-gistro exacto de la actividad de las aves. Un observador en cada punto de ob-servación recopiló los datos de campo con la ayuda de un telescopio de 20-60aumentos y prismáticos 8x50. La técnica utilizada fue el escaneado circular(360°) (Reynolds et al. 1980). El observador asignaba un código alfanuméricoa cada ave avistada, apuntándolo en una ficha normalizada y en un mapa delpunto de observación correspondiente, en el que se mostraban todas las turbi-nas y su número de identificación.

Cada día se recopilaban los siguientes datos: 1) condiciones meteorológicas,2) operatividad de la turbina, 3) número de aves y de especies avistadas en elradio de observación, 4) dirección de vuelo, 5) altura de vuelo, 6) comporta-miento de cada individuo, 7) situaciones de riesgo, cuando las aves volaban cer-ca de las aspas de las turbinas. Durante el estudio de comportamiento se cate-gorizó la altura del vuelo en 4 clases: por debajo de las aspas (< 5 m); a la altura


Por Jesús Mari Lekuona Sánchez.Víctima de una colisión (águila real Aquila chrysaetos) en el parque eólico de

Izco-Aibar en Navarra (España).

del rotor (5-15 m); por encima de las aspas (15-75 m); muy por encima de lasaspas (>75 m). Además, se identificaron 5 tipos de comportamiento en la cer-canía de las aspas (SEO/BIRDLIFE 1995): sin cambios de comportamiento; li-gero cambio en el vuelo; repentino cambio de vuelo; comportamiento de páni-co; reducción de la velocidad.

Cada ave observada era seguida continuamente desde su entrada en el radiode observación hasta su salida. Por “uso” se entendía el tiempo de permanenciaen el radio de 300-400 m de las turbinas durante la sesión de observación de 30minutos. Se registraron todos los movimientos de las aves alrededor de las tur-binas. Uno de los objetivos de las observaciones del comportamiento era deter-minar la distancia mínima a la que cada ave se acercaba a una turbina, espe-cialmente respecto a la zona de alto riesgo (el área del rotor). La estima de estadistancia mínima representaba un aspecto crítico para nuestro diseño de estudio.

Al terminar cada sesión, el observador se desplazaba al siguiente punto deobservación para comenzar otra sesión de 30 minutos. El trabajo de campo serealizó durante todo el año y bajo todo tipo de condiciones meteorológicas.

Se estableció un Índice Específico de Riesgo (SRI) que consideraba las re-laciones entre el número total de individuos observados de cada especie y el nú-mero de aves de cada especie en situaciones de riesgo, dentro de los 3 años deestudio:

SRI= (número de aves avistadas en situación de riesgo/número total de aves avistadas) * 100

En las 277 turbinas (37,4% del total de las turbinas) en las que se tomaronlos datos de comportamiento, se realizaron también las búsquedas de avesmuertas por colisión (Tabla 1). Dado que la mayoría de las turbinas del área deestudio estaban dispuestas en hileras, se decidió que la forma mejor de efectuarla búsqueda era la de recorrer a pie una franja de terreno a ambos lados de ca-da línea de turbinas y alrededor de sus extremos. El camino resultante formabaun zigzag estrecho a lo largo de la hilera de turbinas. Cada hilera era rastreadasimultáneamente por 2 observadores. Al comienzo del recorrido, el observadorse alejaba 50 m de la primera turbina y caminaba paralelamente a la hilera. Acontinuación, los observadores se alejaban y acercaban de la hilera hasta com-pletar el recorrido. La anchura del transecto y la velocidad del muestreo se ajus-taron a la visibilidad en cada tipo de hábitat o estado de crecimiento de los cul-tivos. Se registraron todas las aves (o fragmentos de las mismas) encontradas amenos de 50 m de una turbina. Cada cadáver encontrado se examinó cuidado-samente para determinar la especie, la causa probable de la muerte y la fechaestimada de la colisión. Anotamos la condición general del cadáver, la presen-cia o ausencia de larvas, si el cadáver estaba completo o desmembrado, el tipode heridas detectables a simple vista, si había signos evidentes de consumo porcarroñeros y la distancia (m) y azimut a la turbina más próxima. También se re-gistró la edad y el sexo cuando era posible, la fecha y hora del muestreo y el ti-po de hábitat.


Tabla 1. Plantas eólicas y turbinas estudiadas en Navarra durante 2000-2002.

Plantas eólicas Turbinas Turbinas %estudiadas

Salajones 33 15 45,5

Izco-Aibar 75 19 25,3

El Perdón 40 15 37.5

Leitza-Beruete 32 9 28,1

Selva 50 21 42,0

Guerinda 145 49 33,8

Alaiz-Echagüe 75 28 37,3

San Esteban 37 15 40,5

Caluengo 33 15 45,5

Caparroso 43 38 88,4

Cabanillas 50 15 30,0

Montes de Cierzo 85 22 25,9

La Bandera 43 16 37,2

Total 741 277 37,4

RESULTADOS

Realizamos 4.790 sesiones de muestreo en las que observamos un total de200.528 aves pertenecientes a un mínimo de 117 especies; del total de los indi-viduos avistados 19,4% fueron rapaces (Tabla 2). El 26% de las especies esta-ban catalogadas como amenazadas por el Gobierno de Navarra (Decreto Foral563/1995). Las especies más frecuentemente avistadas fueron: buitre leonadoGyps fulvus (16,8%), paloma torcaz Columba palumbus (9,1%), avión comúnDelichon urbica (3,5%), calandria común Melanocorypha calandra (4,5%),pinzón vulgar Fringilla coelebs (20,6%), jilguero Carduelis carduelis (5,5%) ypardillo común Carduelis cannabina (12,5%). La mayor parte eran especies re-sidentes, y las restantes migratorias o invernantes. En el verano, el avión co-mún, el vencejo común Apus apus, el vencejo real Tachyparptis melba y la go-londrina común Hirundo rustica fueron los paseriformes más abundantes,mientras que en el invierno lo fueron la calandria común, la alondra comúnAlauda arvensis, el bisbita pratense Anthus pratensis, el pinzón vulgar y el par-dillo común. Los bandos más conspicuos durante la migración pre y post-nup-cial fueron de milano negro Milvus migrans, paloma torcaz, grulla común Grusgrus, lavandera blanca Motacilla alba, zorzal real Turdus pilaris, pinzón vulgary pardillo común.


Tabla 2. Frecuencia y especies de aves avistadas en los parques eólicos durante2000-2002.

Nombre científico 2000 2001 2002 Total %

Phalacrocorax carbo1) 281 96 102 479 0,2Bubulcus ibis1) 187 231 418 0,2Ardea cinerea 2 5 8 15 0,0Ardea purpurea2) 1 1 0,0Ciconia nigra1), 2) 3 12 7 22 0,0Ciconia ciconia 9 114 123 246 0,1Anser anser1) 394 176 54 624 0,3Pernis apivorus1) 386 154 98 638 0,3Milvus migrans1) 168 589 657 1.414 0,7Milvus milvus1) 504 115 179 798 0,4Gypaetus barbatus2) 5 1 3 9 0,0Neophron pernocterus 54 32 48 134 0,1Gyps fulvus 11.646 9.680 12.345 33.671 16,8Circaetus gallicus 47 42 50 139 0,1Circus aeruginosus1) 5 39 65 109 0,1Circus cyaneus1) 4 12 23 39 0,0Circus pygargus 4 3 5 12 0,0Accipiter gentilis 3 2 3 8 0,0Accipiter nisus 5 7 19 31 0,0Buteo buteo 120 79 87 286 0,1Aquila chrysaetos 37 36 58 131 0,1Hieraaetus pennatus 69 78 87 234 0,1Hieraaetus fasciatus2) 3 1 4 0,0Pandion haliaetus1) 2 3 5 10 0,0Falco naumanni2) 259 345 604 0,3Falco tinnunculus 100 112 245 457 0,2Falco columbarius1) 5 11 23 39 0,0Falco subbuteo 4 4 9 17 0,0Falco peregrinus 2 9 18 29 0,0Alectoris rufa 194 219 342 755 0,4Grus grus1) 1.445 789 645 2.879 1,4Burhinus oedicnemus 3 9 12 0,0Vanellus vanellus1) 390 390 0,2Pterocles orientalis 4 4 0,0Pterocles alchata2) 2 5 7 0,0Columba livia 697 590 1.234 2.521 1,3Columba palumbus1) 17.318 109 896 18.323 9,1Cuculus canorus 7 4 5 16 0,0Athene noctua 4 15 23 42 0,0Apus apus 951 787 589 2.327 1,2Tachyparptis melba 516 259 346 1.121 0,6Merops apiaster 13 21 58 92 0,0Upupa epops 1 2 14 17 0,0Picus viridis 1 1 2 4 0,0Dendrocopos major 1 2 4 7 0,0Melanocorypha calandra1) 1.579 3.126 4.356 9.061 4,5


Tabla 2. Frecuencia y especies de aves avistadas en los parques eólicos durante2000-2002 (Cont.).


Calandrella brachydactyla 43 37 80 0,0Galerida cristata 34 658 458 1.150 0,6Galerida theklae 65 89 154 0,1Lullula arborea 161 79 98 338 0,2Alauda arvensis 734 1.235 1.678 3.647 1,8Ptyonoprogne rupestris 351 234 585 0,3Hirundo rustica 23 1.609 1.987 3.619 1,8Delichon urbica 5.064 1.056 973 7.093 3,5Anthus campestris 97 107 76 280 0,1Anthus trivialis 11 7 10 28 0,0Anthus pratensis1) 569 568 779 1.916 1,0Anthus spinoletta 742 742 0,4Motacilla flava1) 47 13 27 87 0,0Motacilla cinerea1) 61 21 47 129 0,1Motacilla alba1) 258 590 647 1.495 0,7Troglodites troglodites 58 18 14 90 0,0Prunella modularis 107 78 43 228 0,1Erithacus rubecula1) 558 432 238 1.228 0,6Luscinia megarhynchos 8 12 43 63 0,0Luscina svecica 3 5 7 15 0,0Phoenicurus ochruros1) 178 289 345 812 0,4Phoenicurus phoenicurus 38 38 0,0Saxicola rubetra 1 1 0,0Saxicola torquata 722 345 239 1.306 0,7Oenanthe oenanthe 2 98 76 176 0,1Oenanthe hispanica 10 186 209 405 0,2Oenanthe leucura 4 4 0,0Monticola saxatilis 3 3 0,0Turdus merula 281 65 143 489 0,2Turdus pilaris1) 192 88 76 356 0,2Turdus philomelos1) 55 218 324 597 0,3Turdus iliacus1) 123 76 90 289 0,1Turdus viscivorus1) 323 342 546 1.211 0,6Cettia cetti 2 5 7 14 0,0Hippolais polyglota 7 4 19 30 0,0Sylvia undata 194 218 315 727 0,4Sylvia cantillans 49 32 25 106 0,1Sylvia melanocephala 29 16 79 124 0,1Sylvia communis 20 32 25 77 0,0Sylvia borin 5 12 18 35 0,0Sylvia atricapilla1) 163 267 324 754 0,4Phylloscopus collybita1) 53 31 239 323 0,2Regulus regulus 9 9 0,0Regulus ignicapillus1) 251 109 148 508 0,3Muscicapa striata 21 58 109 188 0,1Aegithalos caudatus 234 234 0,1


Tabla 2. Frecuencia y especies de aves avistadas en los parques eólicos durante2000-2002 (Cont.).


Parus caeruleus 30 131 87 248 0,1Parus major 173 349 239 761 0,4Lanius collurio 1 1 0,0Lanius meridionalis 37 46 83 0,0Lanius senator 1 3 2 6 0,0Garrulus glandarius 50 10 43 103 0,1Pica pica 15 458 560 1.033 0,5Pyrrhocorax pyrrhocorax 321 149 458 928 0,5Corvus monedula 35 21 39 95 0,0Corvus corone 179 260 80 519 0,3Corvus corax 49 27 43 119 0,1Sturnus unicolor 18 908 1.234 2.160 1,1Passer domesticus 348 456 804 0,4Fringilla coelebs1) 26.124 8.609 6.578 41.311 20,6Fringilla montifringilla1) 28 28 0,0Serinus serinus1) 1.255 567 780 2.602 1,3Carduelis chloris 437 120 124 681 0,3Carduelis carduelis1) 5.143 3.347 2.459 10.949 5,5Carduelis spinus 8 8 0,0Carduelis cannabina1) 10.880 6.457 7.659 24.996 12,5Loxia curvirostra 120 54 76 250 0,1Emberiza citrinella 82 65 43 190 0,1Emberiza cirlus 429 321 547 1.297 0,6Emberiza cia 122 87 90 299 0,1Miliaria calandra 487 321 270 1.078 0,5

Total 94.439 49.877 56.212 200.528 100,0

Número de especies 105 104 106 117

1) Especies migratorias o invernantes2) Especies amenazadas en Navarra

La tasa de vuelo (aves/min) y la tasa de situaciones de riesgo (situaciones deriesgo/min) variaron entre meses, entre puntos de observación de la mismaplanta eólica y entre diferentes parques eólicos. En todas las plantas eólicas, lastasas de vuelo más altas se registraron durante los periodos que precedían y se-guían a la migración (intervalo: 0,25-60,6 aves/min). Las tasas de vuelo más ba-jas se producían en primavera y verano (intervalo: 0,40-3,90 aves/min).

Durante el estudio de comportamiento, la mayoría de las aves voló a muypoca altura (< 5 m) (58,6%), el 18,4% voló bajo (5-15 m), el 14,0% lo hizo en-tre 15-75 m y el 9,0% voló por encima de 75 m. El 24,1% de las aves mostrócomportamiento de pánico en la zona de riesgo, el 20,3% realizó un cambio re-pentino de dirección y el 15,6% cambió ligeramente su vuelo.


El índice de riesgo varió fuertemente entre las especies (Tabla 3). Para algu-nas especies el índice de riesgo era muy elevado (>10,0%), como la garza real Ar-dea cinerea, la cigüeña negra Ciconia nigra, el milano negro, el milano real Mil-vus milvus, el quebrantahuesos Gypaetus barbatus, el alimoche común Neophronpercnopterus, el aguilucho pálido Circus cyaneus, la aguililla calzada Hieraaetuspennatus, la águila-azor perdicera Hieraaetus fasciatus, el cernícalo vulgar Falcotinnunculus, el esmerejón Falco columbarius y la avefría europea Vanellus vane-llus. Otras especies, en cambio, sobre todo paseriformes, mostraron un bajo índi-ce de riesgo (<9,9%). Se registraron 58 especies en situación de riesgo (49,6%, n= 117). Diecinueve especies de rapaces fueron observadas en situación de riesgoen más de una ocasión. Las rapaces representaron el 50,0% de todos los indivi-duos registrados en situación de riesgo (n = 4.651). Se observaron más rapacesque otras aves en la zona de riesgo. Más del 40,0% del total de individuos obser-vados en situaciones de riesgo correspondía a buitres leonados.

Tabla 3. Número de aves contadas en las plantas eólicas de Navarra durante2000, 2001 y 2002, número de aves en situación de riesgo e Índice Específicode Riesgo (SRI).

Nombre científico Nº aves % Nº aves % Índiceen específico

riesgo de riesgo

Phalacrocorax carbo 479 0,2 15 0,3 3,13Bubulcus ibis 418 0,2 19 0,4 4,55Ardea cinerea 15 0,0 2 13,33Ardea purpurea 1 0,0 0,00Ciconia nigra 22 0,0 6 0,1 27,27Ciconia ciconia 246 0,1 17 0,3 6,91Anser anser 624 0,3 0,00Pernis apivorus 638 0,3 0,00Milvus migrans 1.414 0,7 170 3,6 12,02Milvus milvus 798 0,4 83 1,8 10,40Gypaetus barbatus 9 0,0 1 0,0 11,11Neophron pernocterus 134 0,1 30 0,6 22,39Gyps fulvus 33.671 16,8 1.853 39,8 5,50Circaetus gallicus 139 0,1 12 0,2 8,63Circus aeruginosus 109 0,1 8 0,1 7,34Circus cyaneus 39 0,0 4 0,0 10,26Circus pygargus 12 0,0 1 0,0 8,33Accipiter gentilis 8 0,0 0,00Accipiter nisus 31 0,0 2 0,0 6,45Buteo buteo 286 0,1 7 0,2 2,45Aquila chrysaetos 131 0,1 5 0,1 3,82Hieraaetus pennatus 234 0,1 41 0,8 17,52Hieraaetus fasciatus 4 0,0 1 0,0 25,00Pandion haliaetus 10 0,0 0,00


Tabla 3. Número de aves contadas en las plantas eólicas de Navarra durante2000, 2001 y 2002, número de aves en situación de riesgo e Índice Específicode Riesgo (SRI)(Cont.).


riesgo de riesgo

Luscinia megarhynchos 63 0,0 0,00Falco naumanni 604 0,3 47 1,0 7,78Falco tinnunculus 457 0,2 50 1,1 10,94Falco columbarius 39 0,0 3 0,1 7,69Falco subbuteo 17 0,0 2 0,0 11,76Falco peregrinus 29 0,0 1 0,0 3,45Alectoris rufa 755 0,4 0,00Grus grus 2.879 1,4 0,00Burhinus oedicnemus 12 0,0 0,00Vanellus vanellus 390 0,2 47 1,0 12,05Pterocles orientalis 4 0,0 0,00Pterocles alchata 7 0,0 0,00Columba livia 2.521 1,3 29 0,6 1,15Columba palumbus 18.323 9,1 53 1,1 0,29Cuculus canorus 16 0,0 0,00Athene noctua 42 0,0 0,00Apus apus 2.327 1,2 32 0,6 1,38Tachyparptis melba 1.121 0,6 82 1,7 7,31Merops apiaster 92 0,0 1 0,0 1,09Upupa epops 17 0,0 0,00Picus viridis 4 0,0 0,00Dendrocopos major 7 0,0 0,00Melanocorypha calandra 9.061 4,5 149 3,2 1,64Calandrella brachydactyla 80 0,0 0,00Galerida cristata 1.150 0,6 19 0,4 1,65Galerida theklae 154 0,1 2 0,0 1,30Lullula arborea 338 0,2 20 0,4 5,92Alauda arvensis 3.647 1,8 122 2,6 3,35Ptyonoprogne rupestris 585 0,3 2 0,0 0,34Hirundo rustica 3.619 1,8 30 0,6 0,83Delichon urbica 7.093 3,5 128 2,7 1,80Anthus campestris 280 0,1 11 0,2 3,93Anthus trivialis 28 0,0 1 0,0 3,57Anthus pratensis 1.916 1,0 4 0,1 0,21Anthus spinoletta 742 0,4 4 0,1 0,54Motacilla flava 87 0,0 0,00Motacilla cinerea 129 0,1 0,00Motacilla alba 1.495 0,7 34 0,7 2,27Troglodites troglodites 90 0,0 0,00Prunella modularis 228 0,1 0,00Erithacus rubecula 1.228 0,6 0,00Luscina svecica 15 0,0 0,00


Tabla 3. Número de aves contadas en las plantas eólicas de Navarra durante2000, 2001 y 2002, número de aves en situación de riesgo e Índice Específicode Riesgo (SRI)(Cont.).


riesgo de riesgo

Phoenicurus ochruros 812 0,4 0,00Phoenicurus phoenicurus 38 0,0 0,00Saxicola rubetra 1 0,0 0,00Saxicola torquata 1.306 0,7 0,00Oenanthe oenanthe 176 0,1 1 0,0 0,57Oenanthe hispanica 405 0,2 3 0,1 0,74Oenanthe leucura 4 0,0 0,00Monticola saxatilis 3 0,0 0,00Turdus merula 489 0,2 0,00Turdus pilaris 356 0,2 0,00Turdus philomelos 597 0,3 15 0,3 2,51Turdus iliacus 289 0,1 3 0,1 1,04Turdus viscivorus 1.211 0,6 22 0,5 1,82Cettia cetti 14 0,0 0,00Hippolais polyglota 30 0,0 0,00Sylvia undata 727 0,4 0,00Sylvia cantillans 106 0,1 0,00Sylvia melanocephala 124 0,1 0,00Sylvia communis 77 0,0 0,00Sylvia borin 35 0,0 0,00Sylvia atricapilla 754 0,4 0,00Phylloscopus collybita 323 0,2 0,00Regulus regulus 9 0,0 0,00Regulus ignicapillus 508 0,3 0,00Muscicapa striata 188 0,1 0,00Aegithalos caudatus 234 0,1 0,00Parus caeruleus 248 0,1 0,00Parus major 761 0,4 0,00Lanius collurio 1 0,0 0,00Lanius meridionalis 83 0,0 2 0,1 2,41Lanius senator 6 0,0 0,00Garrulus glandarius 103 0,1 0,00Pica pica 1.033 0,5 0,00Pyrrhocorax pyrrhocorax 928 0,5 76 1,6 8,19Corvus monedula 95 0,0 5 0,1 5,26Corvus corone 519 0,3 9 0,2 1,73Corvus corax 119 0,1 0,00Sturnus unicolor 2,160 1,1 66 1,4 3,06Passer domesticus 804 0,4 0,00Fringilla coelebs 41.311 20,6 568 12,2 1,37Fringilla montifringilla 28 0,0 0,00Serinus serinus 2.602 1,3 237 5,1 9,11


Tabla 3. Número de aves contadas en las plantas eólicas de Navarra durante2000, 2001 y 2002, número de aves en situación de riesgo e Índice Específicode Riesgo (SRI) (Cont.).


riesgo de riesgo

Carduelis chloris 681 0,3 0,00Carduelis carduelis 10.949 5,5 53 1,1 0,48Carduelis spinus 8 0,0 0,00Carduelis cannabina 24.996 12,5 435 9,3 1,74Loxia curvirostra 250 0,1 0,00Emberiza citrinella 190 0,1 0,00Emberiza cirlus 1.297 0,6 0,00Emberiza cia 299 0,1 0,00Miliaria calandra 1.078 0,5 6 0,1 0,56

Total 200.528 100,0 4651 2,32

Número de especies 117 58 49,57

Se encontraron 345 aves muertas y 15 cadáveres de murciélagos entre mar-zo de 2000 y diciembre de 2002 (Tabla 4). En total, las rapaces sumaron el72,8% de todos los accidentes. Las especies de aves no rapaces representaron el23,0% de las muertes, y los murciélagos, el 5,0%. En el transcurso del estudio,colisionaron con las aspas 16 especies de rapaces. El buitre leonado fue la es-pecie que se encontró muerta con mayor frecuencia en las plantas eólicas de Na-varra (Figura 1), representando el 63,1% de todas las muertes.

Tabla 4. Accidentes mortales de aves y murciélagos en parques eólicos de Na-varra durante el periodo 2000-2002.


Ardea cinerea 1 1 0,3Ciconia ciconia 1 1 2 0,6Milvus migrans 2 2 0,6Milvus milvus 3 3 0,8Gyps fulvus 63 80 84 227 63,1Circus aeruginosus 1 0,3Circus cyaneus 1 1 0,3Accipiter nisus 1 1 2 0,6Buteo buteo 1 1 0,3Aquila chrysaetos 1 1 0,3Hieraaetus pennatus 1 1 2 4 1,1Falco naumanni 3 3 0,8


Tabla 4. Accidentes mortales de aves y murciélagos en parques eólicos de Na-varra durante el periodo 2000-2002 (Cont.).


Falco tinnunculus 1 2 9 12 3,3Bubo bubo 1 1 2 0,6Asio otus 1 1 0,3

Total rapaces 68 88 106 262 72,8

Alectoris rufa 1 1 2 4 1,1Phasianus colchicus 1 1 0,3Columba oenas 1 1 0,3Columba palumbus 1 1 2 0,6Streptopelia turtur 1 1 0,3Cuculus canorus 1 1 0,3Caprimulgus europaeus 1 1 0,3Apus apus 1 1 0,3Tachyparptis melba 1 2 3 0,8Merops apiaster 1 1 0,3Upupa epops 1 1 0,3Melanocorypha calandra 1 1 0,3Calandrella brachydactyla 1 1 0,3Galerida cristata 1 2 3 0,8Lullula arborea 5 5 1,4Alauda arvensis 2 1 1 4 1,1Hirundo rustica 1 1 0,3Delichon urbica 1 1 0,3Anthus campestris 2 2 0,6Anthus pratensis 1 1 0,3Erithacus rubecula 5 1 2 8 2,2Phoenicurus ochruros 2 1 3 0,8Saxicola torquata 1 1 0,3Oenanthe oenanthe 1 1 0,3Turdus merula 3 3 0,8Sylvia hortensis 1 1 0,3Sylvia communis 1 1 0,3Sylvia borin 2 2 0,6Sylvia atricapilla 4 2 1 7 1,9Regulus ignicapillus 1 1 1 3 0,8Lanius meridionalis 1 1 0,3Pica pica 1 1 0,3Sturnus unicolor 1 1 0,3Fringilla coelebs 1 1 0,3Carduelis cannabina 3 3 0,8Loxia curvirostra 1 1 0,3

Aves no identificadas 6 2 1 9 2,5Murciélagos 2 5 8 15 4,2Total accidentes 115 112 133 360 100,0


La mortalidad de aves y murciélagos varió estacionalmente: muchas rapaces(buitre, águila, aguilucho y cernícalo) murieron durante la primavera (marzo-ju-nio); en septiembre-noviembre colisionaron las aves paseriformes durante lamigración post-nupcial (currucas, reyezuelos, petirrojo, zorzales, bisbitas, coli-rrojos, pinzones y pardillos). Todos los cadáveres de cernícalos primillas Falconaumanni se encontraron en este periodo, debido a la presencia de un dormide-ro post-nupcial cerca de un parque eólico (Montes de Cierzo, sur de Navarra).En algunas plantas eólicas (Salajones, Caparroso, Izco-Aibar, Caluengo y Mon-tes de Cierzo) los buitres y milanos morían con frecuencia a causa de la pre-sencia de muladares y basureros. La mortalidad de murciélagos fue máxima du-rante el verano y en la temporada de migración post-nupcial (agosto-octubre).

La mayor parte de las aves pequeñas era consumida rápidamente por los ca-rroñeros (70-80% durante los primeros 2 días del estudio de actividad de los ca-rroñeros).

Nuestros resultados indicaron que no había diferencias significativas entre lafrecuencia de accidentes asociados con turbinas de la extremidad de una hileray los que tuvieron lugar en turbinas de la parte central de la hilera.

Por Jesús Mari Lekuona Sánchez.Buitre leonado hallado muerto junto a una turbina en Navarra (norte de España).

DISCUSIÓN

Las rapaces representaron el taxón con mayor número de accidentes regis-trados en los parques eólicos de Navarra. Nuestros datos de mortalidad de ra-


paces se parecen a los encontrados por Howell & DiDonato (1991), Orloff &Flannery (1992) y Howell (1997) en el parque eólico de Altamont Pass.

La abundancia relativa de las especies más comunes avistadas en los alrede-dores de las turbinas durante las observaciones de comportamiento no guardórelación con su frecuencia de mortalidad. Sólo para los buitres leonados se re-gistró una relación directa entre abundancia y mortalidad. El buitre leonado esuna de las especies más importantes de la comunidad por su población (2.028parejas reproductoras en 1999) y por el elevado número de lugares de nidifica-ción (64 colonias) (Del Moral & Martí 2001).

Los paseriformes muertos en los parques eólicos de Navarra parecían ser in-dividuos migradores que se desplazaban en grandes bandos durante la noche,con picos de mortalidad durante la migración post-nupcial (septiembre-octu-bre). No obstante, en el mismo periodo se registraron también accidentes de es-pecies residentes.

Según nuestros datos, la abundancia relativa de una especie no es un buenindicador de la frecuencia relativa con que colisiona con los aerogeneradores;sólo en algunas especies (buitre leonado y cernícalo) se confirmó esta relación.Algunas especies estaban aparentemente más expuestas que otras a los riesgosgenerados por las turbinas (Tabla 3). El Índice Específico de Riesgo (SRI) mos-tró grandes diferencias entre las rapaces y el resto de las aves.

Durante los tres años de estudio se recogieron datos de mortalidad de un nú-mero considerable de especies (n = 51) y de individuos (n = 345). Entre todas lasespecies, sólo el cernícalo primilla estaba catalogado como globalmente amena-zado (Tucker & Heath 1994), y como especie amenazada en Navarra (Donázar1994). Teniendo en cuenta los datos de mortalidad del presente estudio, 15 es-pecies amenazadas en diferente grado en Navarra murieron por colisión: amena-zadas (1 especie), vulnerables (4 especies) y de interés especial (8 especies).

Debido a la expansión de los parques eólicos, en el futuro hay que esperar unincremento de la mortalidad de aves. Por esta razón, la industria eólica tiene eldeber de reducir la mortalidad de aves, y especialmente la de las aves de presas.

AGRADECIMIENTOS

Este proyecto se financió con un contrato entre Jesús Mª Lekuona (biólogo)y el Departamento de Medioambiente del Gobierno de Navarra. Nos propor-cionaron ayuda durante todo el estudio los guardas del Departamento de Me-dioambiente (Rondas de Santesteban, Pamplona, Aoiz, Tafalla y Tudela).

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Capítulo 10

PARQUES EÓLICOS EN LAS ÓRCADAS, ESCOCIA:IMPACTO AMBIENTAL, PASADO,

PRESENTE Y FUTURO

E.R. MEEKRSPB Orkney Officer,

12/14 North End Road, Stromness, Orkney KW16 3AG, U.K.

RESUMEN

Hace unos años se planificó la construcción de un parque eólico experi-mental frente a la costa noreste de Escocia, en el archipiélago de las Órcadas,adyacente a una reserva natural de brezal. Por esta razón se emprendió un pro-grama de seguimiento del parque eólico que duró nueve años. No hubo cons-tancia de que las turbinas afectasen directamente a las poblaciones de aves quese reproducían en el brezal. Se observó un declive en la población de colimbochico que resultó ser consecuencia de factores asociados al parque, potencial-mente controlables. Se lanza la idea de un “parque eólico comunitario” en elque cada granja tendría generadores suficientes para satisfacer sus propias ne-cesidades energéticas.

INTRODUCCIÓN

Situado al noreste de la costa de Escocia, el archipiélago de las Órcadas esun lugar perfecto para la producción de energía eólica, por estar expuesto a losvientos dominantes del oeste. Ya en 1981 se anunció el proyecto de un parqueeólico experimental que se ubicaría en Burgar Hill, al norte de West Mainland(la porción occidental de la isla principal del archipiélago). Dado que el área seencuentra en las inmediaciones de una reserva natural de brezal recientementeadquirida por la Royal Society for the Protection of Birds (RSPB), esta organi-zación realizó un seguimiento para estudiar los efectos ambientales del parqueeólico. En años más recientes, debido a la expansión del parque eólico de Bur-gar Hill, a la construcción de otra planta eólica en la Isla de Stronsay, y a la pla-nificación de muchas otras, la RSPB ha seguido asesorando sobre cómo reducirsu impacto ambiental del mejor modo posible, especialmente las consecuenciassobre las aves nidificantes. La RSPB cree que, siendo el cambio climático pro-bablemente la mayor amenaza actual para el medio ambiente, es indispensableavanzar hacia la energía renovable. Sin embargo, la organización considera

también esencial que cada propuesta sea analizada individualmente y que labuena disposición hacia la energía renovable no dañe la biodiversidad de las zo-nas afectadas.

BURGAR HILL-LOS INICIOS

En el invierno de 1981/82 nació el parque eólico de Burgar Hill, con el le-vantamiento de dos torres meteorológicas a las que siguió, entre julio de 1982y julio de 1983, la construcción de dos generadores de 250 y 300 kW respecti-vamente. Ambas turbinas empezaron a funcionar, aunque de forma discontinua,en agosto de 1983. En octubre de 1984 se empezó a trabajar sobre un genera-dor mucho más potente, de 3 MW, que no comenzó a girar hasta julio de 1987.Los tres aerogeneradores estuvieron activos en 1988 y 1989, aunque los de 300kW y 3 MW funcionaron de manera intermitente.

Durante las consultas con los constructores en 1981, se acordó realizar estu-dios de seguimientos para evaluar los efectos de las molestias sobre las pobla-ciones de aves nidificantes en el brezal cercano. Por aquel entonces existían al-gunos estudios sobre mortalidad de aves por colisión, pero se habíaninvestigado muy poco las posibles molestias de los aerogeneradores sobre lasaves. La RSPB, por tanto, empezó un estudio que duró desde 1981 hasta 1989,en el que se comparaba la evolución del número de aves reproductoras en unaparcela cercana a las turbinas con la de una parcela control alejada 2 km haciael noroeste.

La parcela de Burgar Hill, cercana a los aerogeneradores, medía 56 ha y es-taba situada a una altura de 120-150 m. Un lago de 2,5 ha, Lowrie’s Water, yvarias lagunas, donde criaba el colimbo chico Gavia stellata, ocupaban parte dela parcela. La parcela de control se encontraba en Sleet Moss, entre 40 y 100 msobre el nivel del mar, y no contenía lagos o lagunas. Por esta razón en la par-cela no había colimbos chicos, y se siguió la tendencia poblacional de esta es-pecie en dos lugares de otra reserva de la RSPB, la de Birsay Moors.

Las parcelas fueron divididas en unidades de 1 ha separadas por cañas mar-cadas con colores codificados, y para registrar los avistamientos se utilizó unmétodo estándar de censo de aves (Common Bird Census, CBC). Antes de laconstrucción del parque eólico sólo se pudieron recoger datos durante un año,pero en cambio los censos continuaron durante otros ocho, en un intento de de-tectar alguna tendencia a largo plazo. El número de aves de cada especie en lasparcelas de muestreo fue relativamente bajo, así que, para facilitar los análisis,se combinaron los datos de las especies en categorías (anátidas; limícolas; pá-galo parásito Stercorarius parasiticus y gaviotas; pequeños paseriformes), conel fin de comprobar si se producía un declive numérico en Burgar Hill respectoa Sleet Moss. Sólo el colimbo chico y el lagópodo escocés Lagopus lagopus seanalizaron por separado.

No hubo tendencias significativas en la tasa anual de variación en el núme-ro de anátidas, lagópodos, limícolas, págalos y gaviotas, y paseriformes ni en


Burgar Hill, ni en Sleet Moss. Tampoco se detectaron diferencias significativasen las tasas de cambio entre estas dos áreas. La única especie que registró unadisminución significativa en Burgar Hill fue el colimbo chico, en claro contras-te con lo observado en las dos estaciones de control para esta especie, donde sedetectó un incremento significativo. La causa del declive del colimbo chico enBurgar Hill se debió probablemente a varios factores. En el lago principal, Lo-wrie’s Water, se perdió una pareja y las demás pérdidas se registraron en una la-guna cercana a la torre meteorológica de 80 m de altura y en otra laguna próxi-ma al generador de 300 kW. El uso discontinuo de la laguna cercana a la torrepudo deberse a la interrupción de la ruta de vuelo hacia el mar, donde los co-limbos tienen necesariamente que acudir para alimentarse, al no haber peces enestas pozas situadas en lo alto de las colinas. La desaparición en la parcela cer-cana al aerogenerador fue provocada, según los observadores, más que por elfuncionamiento en sí de la turbina, por las molestias ligadas a la presencia delhombre, especialmente durante la fase de construcción. Según observacionesrealizadas en 1984, la pareja se encontraba en la parcela del aerogenerador ca-da mañana temprano, sin mostrar signos de alerta por la turbina en movimien-to. Sin embargo, al aproximarse alguna persona, las aves abandonaban el lugar.En cualquier caso es desconcertante el hecho de que esta laguna no haya sidorecolonizada en años posteriores, cuando los niveles de molestias descendieronconsiderablemente.

La conclusión global de este programa de seguimiento de nueve años de du-ración fue que, a pesar del reducido tamaño de muestra, no hubo evidencia deque las turbinas causaran directamente el declive de las poblaciones de aves re-productoras del brezal, y el declive numérico de colimbo chico se debió a fac-tores indirectos potencialmente controlables.

BURGAR HILL – DESARROLLO RECIENTE

El carácter experimental con que nació el parque eólico de Burgar Hill pre-suponía que las primeras turbinas podrían ser demolidas alguna vez y rempla-zadas por otras más modernas. Los problemas de ingeniería encontrados, espe-cialmente con la turbina de 3 MW, fueron muy importantes y, de hecho, esaturbina permaneció inservible durante largos periodos.

Hacia mitad de los años 90, el Wind Energy Group se puso en contacto conla RSPB a causa de su reacción contra una propuesta para ampliar el parque eó-lico hacia el sur, solapándose parcialmente con una reserva en propiedad de es-ta organización. La RSPB debatió internamente la propuesta, aunque finalmen-te el Wind Energy Group, por propia iniciativa, decidió reducir la magnitud delproyecto y, durante 1997, anunciaron sus planes de levantar sólo tres nuevasturbinas en Burgar Hill. Una se colocó al norte de Lowrie’s Water, en el lugardel antiguo aerogenerador de 300 kW, y dos al sur del lago, una de las cualesquedó instalada a menos de 100 m de su borde. Además, se proyectó otra torremeteorológica en una nueva zona cercana a las dos turbinas meridionales. Se si-


guieron produciendo debates constructivos entre promotores y organizacionesconservacionistas. Lo que más preocupaba a los conservacionistas era la elec-ción del emplazamiento de uno de los generadores -un brezal virgen-, la ubica-ción de la torre a la entrada de un valle poco profundo situado en la ruta de vue-lo de los colimbos chicos, y el calendario de las obras de construcción. Adiferencia de 1981, ahora había una legislación que respaldaba las preocupa-ciones conservacionistas. El colimbo chico estaba entonces incluido en el Lis-tado 1 de la ley de conservación de la naturaleza Wildlife & Countryside Act ydisfrutaba, por tanto, de un estatus de protección especial bajo las leyes británi-cas. Al mismo tiempo, el colimbo chico también figuraba en el Anexo 1 de laDirectiva Aves de la Unión Europea, lo que le confería un estatus especial tam-bién en Europa. Más aún, el proyecto necesitaba ahora de un Informe de Im-pacto Ambiental completo. A pesar de todo esto, y quizá mucho más importan-te, surgió entre los promotores eólicos y sus representantes una simpatía y unaconciencia ambiental y, con ellas, el reconocimiento de que era indispensablehacer concesiones mutuas para permitir la convivencia, codo con codo, de lasaves y de los parques eólicos.

Se llegó al acuerdo de mover ligeramente de sitio una turbina, para que sesituase sobre un campo ya recuperado, desplazar la torre para que no bloquea-se la ruta de vuelo, demoler la torre existente y, tal vez lo más importante de to-do, realizar los trabajos de construcción fuera de la época de cría de las avesque, en el caso del colimbo chico, puede extenderse entre mayo y agosto. Todasestas medidas correctoras se incluyeron como condiciones anejas al permiso deproyecto concedido por el gobierno de las islas (Orkney Islands Council) en1999. Al final, las condiciones meteorológicas impidieron que las obras termi-nasen a finales de febrero, por lo que los promotores solicitaron y obtuvieronpermiso para poder seguir hasta marzo, mes en el que los colimbos chicos noocupaban de forma permanente el área. Sin embargo, cuando parecía que lostrabajos debían continuar hasta principios de abril, se denegó el permiso. Afor-tunadamente, el tiempo concedió una tregua y la construcción terminó el 31 demarzo.

Tres parejas de colimbos chicos nidificaron en Lowrie’s Water en 2001, ydos de ellas sacaron adelante sus crías, lo que llevó a las partes implicadas a fe-licitarse recíprocamente por haber sabido combinar las necesidades de un im-portante parque eólico experimental con las de una especie reproductora escasay sensible. Sin embargo, los acontecimientos del invierno 2001/02 probaron quelos acuerdos no eran tan fáciles de conseguir como se pensó en un primer mo-mento. Y como ocurre en la mayoría de estos casos, fueron razones económicaslas que impulsaron el enfrentamiento. El principal promotor del parque eólicode Burgar Hill quiso remplazar la turbina más cercana al lago donde criaban loscolimbos, algo a lo que los conservacionistas no tenían nada que objetar. Peropretendía empezar los trabajos a mitad de mayo, una época especialmente deli-cada en el calendario reproductivo de la especie. El promotor puso sobre la me-sa varias medidas correctoras, ninguna de las cuales satisfizo a las organizacio-nes conservacionistas, que mantenían que el éxito reproductivo de los colimbos


seguía peligrando. La elección de la fecha para el comienzo de las obras apa-rentemente no se debía a razones meteorológicas, sino a la necesidad de los pro-motores de probar la maquinaria antes que otras empresas competidoras, y con-tar así con ventaja en el mercado. La RSPB recibió mucha presión para suavizarsus objeciones, pero la organización no retrocedió. No obstante, la decisión delComité de Planificación del Gobierno de las Órcadas (Planning Committee ofOrkney Islands Council) fue que se debía permitir que los trabajos prosiguierandurante la época de reproducción, aunque la condición para conceder este per-miso fue la incorporación de medidas correctoras y el seguimiento del compor-tamiento de las aves ofrecidos en su momento por los promotores. Afortunada-mente, las medidas funcionaron, y los colimbos pudieron concluirsatisfactoriamente la nidificación en Lowrie’s Water.

LA PENÍNSULA DE ROTHIESHOLM, STRONSAY

En 1999 se puso sobre la mesa la propuesta de un parque eólico de tres tur-binas en la península de Rothiesholm, en la extremidad suroccidental de Stron-sey, una de las islas septentrionales de las Órcadas. Las mismas consideracio-nes ornitológicas de Burgar Hill se tuvieron en cuenta en la solicitud depermisos para esta nueva planta eólica. En un principio los generadores y unatorre meteorológica afianzada con cables iban a colocarse en un brezal virgen,cerca de una laguna donde criaban los colimbos chicos. Las negociaciones conlos promotores lograron que se desplazasen los aerogeneradores a un terrenocercano recuperado de menor interés naturalístico. Además, para reducir al má-ximo las molestias, se alejó un poco más el generador más cercano al lugar don-de criaban los colimbos, y se levantó un terraplén para ocultar a los trabajado-res del parque eólico.

Junto con los colimbos, el págalo parásito es una de las especies más ame-nazada por el parque eólico de Rothiesholm, dado que unas 30-40 parejas de es-ta escasa ave marina que se reproduce en las Islas Británicas nidifican en el bre-zal situado en las inmediaciones de la planta eólica en proyecto. Losconservacionistas creían que la torre meteorológica era la principal amenaza pa-ra los págalos, por sus vuelos de exhibición altamente acrobáticos que aumen-tan la posibilidad de colisión con los cables aéreos de la torre. Se discutió la op-ción de pintar o marcar los tirantes de la torre pero, sorprendentemente, ¡noexistía tecnología para llevar a cabo esta medida! Al final se pactó un diseño detorre sin tirantes, pero los altos costes que implicaba esta modificación termi-naron por convencer a los promotores de que era mejor prescindir de la torre.

Lo fundamental fue haber llegado a un acuerdo para que los trabajos se rea-lizasen entre septiembre y marzo, cuando muy pocas aves reproductoras se en-contraban en el lugar. Finalmente el proceso de levantamiento de las turbinasterminó satisfactoriamente en marzo de 2002.

Una vez más, el grupo de presión conservacionista se felicitó por haber con-seguido encontrar un compromiso aceptable que permitiese el desarrollo de


unas instalaciones de energía renovable sin producir consecuencias negativasindebidas sobre el patrimonio natural. Pero, una vez más, las autoalabanzas lle-garon demasiado pronto. Recientemente se ha anunciado un proyecto para le-vantar otras 8 turbinas en los brezales aún no recuperados situados al oeste delparque eólico actualmente en construcción.

OTRAS PROPUESTAS

En 1997 la Orkney Sustainable Energy lanzó la idea de implantar en las Ór-cadas un ‘parque eólico comunitario’, en el que cada granja tuviera un númerode aerogeneradores capaz de satisfacer sus propias necesidades energéticas y ala vez tener unos ingresos extras al aportar la energía sobrante a la red. La RSPBy otras organizaciones conservacionistas apoyaron la propuesta pero alertaronsobre el hecho de que la mayoría de los granjeros y propietarios situarían las tur-binas en los lugares para ellos menos productivos, es decir los hábitats natura-les y semi-naturales aún no transformados para usos agrícola o ganadero.

Este temor se ha convertido en realidad en el paquete de propuestas recientespara nuevas plantas eólicas en las Órcadas, y está íntimamente relacionado con elprecario estado de la agricultura en el archipiélago, y exacerbado por el drásticocambio en la forma de pagar los subsidios a los ganaderos del sector llamado Áre-as Menos Favorecidas de Escocia (Less Favoured Areas of Scotland). Hasta hacepoco, las medidas compensatorias (Hill Livestock Compensatory Allowances -HLCAs) se basaban en pagos por cabeza de ganado, es decir la cuantía era pro-porcional al número de animales que tenía cada ganadero. A partir de 2001, paracontrarrestar los problemas de sobrepastoreo en algunas áreas de Escocia, se cam-bió la forma de conceder los subsidios, que a partir de entonces se basó en unida-des de superficie de tierra en propiedad. En consecuencia, la situación económi-ca de muchos propietarios en las Órcadas empeoró considerablemente. La pérdidaeconómica llevó a muchos de los afectados a cambiar de idea acerca de la ener-gía eólica, pero no en el sentido concebido originalmente de parque eólico comu-nitario, es decir, a pequeña escala y con un único generador por granja. De hecho,sólo una de las propuestas, la de la isla de Burray, terminó por materializarse se-gún este modelo, con un único aerogenerador pequeño; todos los demás proyec-tos finalizaron emplazando varias turbinas, a menudo en lugares potencialmentesensibles, como se detalla a continuación:

1. Cerca de Finstown, West Mainland: un proyecto de tres generadores en unbrezal, de los cuales uno terminaría en un Sitio de Especial Interés Científi-co (Site of Special Scientific Interest - SSSI) y que, al mismo tiempo, estácatalogado como Zona Especial de Conservación (Special Protection Area -SPA). Afortunadamente, a pesar de la figura de protección de este lugar, laubicación de las turbinas no debería afectar a su patrimonio natural.

2. Orphir Hills, West Mainland: un proyecto de cuatro turbinas en un brezal ca-talogado como SSSI/SPA, ubicado a lo largo de la cuerda de una sierra uti-


lizada de forma regular por el aguilucho pálido Circus cyaneus en su des-plazamiento entre los lugares de nidificación y de alimentación. Otro pro-yecto en las mismas estribaciones se encuentra en fase preliminar, y proba-blemente generará conflictos similares.

3. Birsay Moors, West Mainland: un primer intento por parte de un propietariopara situar tal vez varios aerogeneradores en brezales al sur de Burgar Hill,en un área donde nidifican los págalos parásitos y los zarapitos trinadores(Numenius phaeopus) y cazan los aguiluchos pálidos.

4. West Hill, Flotta: un proyecto aparentemente de tres generadores se en-cuentra actualmente en fase de preparación de un Informe de Impacto Am-biental y esperando alegaciones para emplazar una torre meteorológica. EnWest Hill se puede encontrar una numerosa colonia de charranes árticosSterna paradisaea, aunque sea quizás más relevante la presencia de unas 30parejas de págalos parásitos, lo que recrearía la misma situación conflictivadescrita para la península de Rothiesholm en Stronsay.

5 Gump of Spurness, Sanday: habiendo sido una próspera colonia de págalosparásitos, este lugar ya no tiene interés desde el punto de vista del patrimo-nio natural a consecuencia de las mejoras agrícolas. Por esta razón, la pro-puesta de emplazar aparentemente tres aerogeneradores ya no representaaquí un problema. Los constructores han aceptado ubicar la torre meteoro-lógica en la extremidad meridional del área, bien alejada del lugar dondeuna o dos parejas de págalos siguen intentando nidificar.

DISCUSIÓN

La demanda de nuevos parques eólicos en las Órcadas parece que seguirácreciendo. Las autoridades locales ven el desarrollo de las energías renovablescomo uno de los medios para asegurar el futuro económico de las Órcadas unavez que la industria del petróleo entre en la fase terminal de su declive. Actual-mente están presionando al gobierno escocés para la instalación de un cableeléctrico redimensionado que facilitará la exportación de electricidad desde lasislas a Escocia. Dado que los ingresos procedentes de la agricultura y la gana-dería siguen cayendo, cada vez hay más propietarios dispuestos a remplazar lafuente de sus ganancias vendiendo la electricidad generada por el viento a la redpública. Las presiones sobre las áreas expuestas de las Órcadas, muchas de ellaslos últimos refugios naturales y seminaturales donde crían las mayores densi-dades de aves, seguirán creciendo. Los conservacionistas han luchado larga yduramente para proteger estas áreas de los estragos de la agricultura moderna.Esta lucha fue ganada con retraso, y a la victoria han contribuido firmementetanto el sistema de protección legal concedido con las figuras de SSSI/SPA co-mo la retirada de las subvenciones agrícolas para tareas perjudiciales, el drena-je de los humedales y la roturación de los brezales. Después de esta victoria,queda otra batalla por delante: la de persuadir a los promotores a no abandonardel todo la idea de convertir las Órcadas en un importante centro de energía eó-


lica, sino a llevar a cabo sus planes en sitios menos sensibles. Los malos tiem-pos de “mejoras” agrícolas, en los que se fomentó la puesta en cultivo de vas-tas áreas de brezales, han generado una multitud de pastizales de altura de bajaproductividad, y en los que el valor natural es prácticamente nulo. Es justa-mente aquí donde se encuentra el espacio para la expansión de la industria deenergía renovable con mínimo impacto sobre la biodiversidad. En estos lugares,el único debate se mueve en torno a criterios estéticos y paisajísticos, asuntosque, afortunadamente, ya no me competen.

Tabla 1. Tasa anual de cambio (porcentaje) en el número de aves nidificantesen Burgar Hill y Sleet Moss, Orkney 1981-89. Los datos de control del colimbochico proceden de otro lugar de la Reserva de la RSPB Birsay Moors.

Burgar Hill Sleet Moss

n Tasa de SE n Tasa de SE Diferencia SEvariación variación tasa de

variación

Colimbo chico 3,2 -12,1 1,2 3,0 10,1 2,9 -22,2 3,1Anátidas 9,2 7,1 3,6 4,6 5,7 4,5 1,4 5,8Lagópodo escocés 2,9 4,5 6,8 3,6 -2,3 3,2 6,8 7,5Limícolas 25,0 0,7 2,0 15,7 4,1 2,4 -3,4 3,1Págalo/Gaviotas 76,2 -2,8 13,8 67,4 -2,5 1,9 -0,3 13,9Paseriformes 25,4 3,7 2,4 50,1 -1,9 1,5 5,6 2,8

N = Número medio de parejas registradas al año.


Capítulo 11

RIESGO DE COLISIÓN DE PATOS BUCEADORES DELAGOS COSTEROS EN PARQUES EÓLICOS

SEMI-MARINOS: UN EJEMPLO ILUSTRATIVO

SJOERD DIRKSEN ARIE L. SPAANS

Bureau Waardenburg bv, P.O.Box 365, 4100 AJ Culemborg, The Netherlands.

JAN VAN DER WINDENAlterra, P.O.Box 47, 6700 AA Wageningen, The Netherlands.

RESUMEN

Para estimar el riesgo de colisión de cuatro especies y de un grupo de patosbuceadores en el lago IJsselmeer (Países Bajos), con la ayuda de un radar sehan estudiado la hora y la altura de los vuelos de alimentación y de retirada aldormidero, y la reacción a cuatro turbinas semi-marinas cuya altura máxima delrotor es de 61,5 m. El porrón osculado y las serretas se alimentaron de día y des-cansaron de noche, mientras que el porrón bastardo, el porrón moñudo y el po-rrón europeo mostraron el ritmo opuesto. La mayoría de los vuelos entre los dor-mideros y las áreas de alimentación se producían al final y al comienzo del día.La hora de los vuelos varió considerablemente entre especies, de manera que losporrones osculados y las serretas volaban casi exclusivamente durante el día yel crepúsculo, mientras que los porrones moñudos y los porrones comunes vola-ban de noche, y los porrones bastardos mostraron un patrón intermedio. Lasaves volaban casi siempre a menos de 75 m de altura, y los registros de vuelopor encima de 100 m de altura fueron excepcionales. Por consiguiente, casi to-das las aves volaron al alcance de las turbinas. Durante el vuelo, las aves evi-taron en gran medida la proximidad de los aerogeneradores. Las cifras mediasanuales de víctimas por colisión se estimaron por debajo de 50-100 (10-25 porturbina). Debido a que las aves son reacias a acercarse a las turbinas, los par-ques eólicos pueden generar un efecto barrera para el movimiento de las anáti-das buceadoras entre las áreas de alimentación y los dormideros.

INTRODUCCIÓN

Las franjas marinas próximas a la costa son muy apreciadas para instalarplantas eólicas, dado que los fuertes vientos dominantes permiten una mayor

producción de energía que en tierra. Por razones económicas, la distancia de laplanta eólica a la costa tiende a minimizarse, y los parques marinos se ubicangeneralmente en aguas poco profundas. Estas aguas suelen atraer a una gran va-riedad de aves acuáticas, lo que genera muchos movimientos de aves a escalalocal en las áreas de alimentación, en los dormideros y en el recorrido que lossepara. Estos desplazamientos no sólo se realizan durante el día sino también alamanecer, al atardecer y por la noche, dado que muchas especies tienen hábitosnocturnos. Existe entonces un alto riesgo potencial para las aves acuáticas decolisionar con los aerogeneradores cuando éstos se construyen en zonas de ali-mentación o de descanso, o en el espacio entre ellas.

Las colisiones tienen lugar sobre todo de noche, especialmente en noches os-curas y condiciones meteorológicas adversas (Winkelman 1992). Por tanto, lasaves que vuelan principalmente durante los crepúsculos y por la noche son mássusceptibles de colisionar que aquéllas que se mueven preferentemente de día. Pa-ra determinar el riesgo que corren los patos buceadores en los parques eólicos cos-teros es preciso saber: (1) qué especies vuelan durante el crepúsculo y la noche,(2) a qué altura lo hacen, y (3) cómo reaccionan al acercarse a las turbinas. Has-ta la fecha se han realizado muy pocos estudios sobre el riesgo de colisiones delas aves en ambientes costeros o semi-marinos. En el presente capítulo analiza-mos el riesgo de colisión de los patos buceadores en dos lagos de Holanda cen-tral, los lagos IJsselmeer y Markermeer (que antiguamente formaba parte del la-go IJsselmeer), donde en los años 90 se han construido varios parques eólicossemi-marinos. Presentamos primero los datos sobre la hora y la altura de vuelo enlos dos lagos. Después describimos el comportamiento de las aves al acercarse denoche a las turbinas de un parque eólico situado en el lago IJsselmeer, y termina-mos discutiendo cuántas anátidas buceadoras podrían morir al año por colisión.

ÁREA DE ESTUDIO Y MÉTODOS

ÁREA DE ESTUDIO

El lago IJsselmeer (1.225 km2) y el contiguo lago Markermeer (700 km2)forman la masa de agua dulce más extensa de los Países Bajos. Estos lagospoco profundos (profundidad media de 4,5 y 3,2 m respectivamente), son im-portantes áreas de muda, de paso y de invernada de numerosas aves acuáti-cas (van Roomen et al. 2000). Por este motivo han sido clasificados recien-temente como Zonas Especiales de Conservación en virtud de la DirectivaAves de la Unión Europea. Los patos buceadores constituyen una porción re-levante de la avifauna de los lagos. Entre 1993 y 1997 en el lago IJsselmeerse censaron medias anuales de 107.000 porrones bastardos Aythya marila,33.000 porrones moñudos A. fuligula, 5.200 porrones europeos A. ferina,3.400 serretas grandes Mergus merganser, 2.800 porrones osculados Buce-phala clangula y 1.300 serretas chicas Mergellus albellus. Durante el mismoperiodo se censaron en el lago Markermeer 51.000 porrones moñudos,


10.000 porrones bastardos y 9.700 porrones europeos (van Roomen et al.2000). Las cifras más altas se alcanzan en inviernos suaves (de Leeuw & vanEerden 1995). La mayoría de los porrones moñudos, bastardos y europeosdescansan durante el día a sotavento de los diques y en las aguas de tierraadentro que rodean los lagos, y se desplazan al mar durante la noche para ali-mentarse de mejillones cebra Dreissena polymorpha. En consecuencia, seproducen movimientos masivos de patos entre los lugares de descanso y losde alimentación como mínimo dos veces al día (Slager 1987, de Leeuw &van Eerden 1995, de Leeuw 1997). Los porrones osculados y las serretas si-guen un ritmo inverso, comiendo de día mejillones cebra y peces, respecti-vamente, y descansando de noche. Los desplazamientos de estas especies noson tan llamativos como los de las especies antes enumeradas.

En los años 90, en el lago IJsselmeer se construyeron varios pequeños par-ques eólicos semi-marinos, tanto en la proximidad de los dormideros de los pa-tos buceadores como en el recorrido que utilizan para desplazarse a las áreas dealimentación. Esta situación nos ha permitido estudiar el comportamiento de lasaves al moverse de unos lugares a otros.

HORA Y ALTURA DE LOS VUELOS

Durante 18 noches, entre el 21 de febrero y el 13 de marzo de 1995, estu-diamos la hora y la altura de los vuelos de los patos en seis localidades de los


Por Martijn de Jonge.FALTA TRADUCCIÓN

IJsselmeer, Holanda.

lagos IJsselmeer y Markermeer (Figura 1) mediante un radar de barco modi-ficado Furuno FR 8250 dotado de antena parabólica (Cooper et al. 1991,Dirksen et al. 1996, 1998). Cinco localidades estaban situadas cerca de losdormideros de las anátidas, bien a sotavento de los diques que bordean los doslagos (Oude Zeug, Dijkmagazijn, Pampushaven) o bien en aguas al abrigo delviento detrás de los diques (Andijk, Lelystad-Haven). La sexta localidad seencontraba a mitad de camino entre un área de alimentación y un dormidero(Urkerhoek). El número máximo de anátidas presentes durante los días de se-guimiento fue de unos pocos miles de ejemplares en casi todas las localida-des, con la única excepción de Andijk, donde se llegaron a contar 35.000 pa-tos buceadores (Tabla 1). La composición por especies varió mucho entrelocalidades. El porrón bastardo fue la especie más numerosa en Oude Zeug yAndijk (> 99% de todas las aves en ambas localidades) y el porrón moñudo elmás común en los demás puntos (> 85% en Dijkmagazijn, > 95% en los de-más sitios; el resto de las aves eran porrones bastardos y europeos). En unalocalidad (Andijk) se observaron también algunos porrones osculados y algu-nas serretas (< 1% del total).

Tabla 1. Número de patos buceadores en dormideros diurnos en, o cerca de, lasseis estaciones de observación donde se estudiaron la hora y la altura de vue-lo durante febrero-marzo de 1995.

Localidad, fecha N Porrón Porrón Porrón Otrasbastardo moñudo europeo

Lake Ketelmeer1,

26-28 Feb. 2.000-2.725 > 95% < 5%

Lelystad-Haven,

2-7 Marzo 3.000-4.000 > 95% < 5%

Pampushaven, 9 Marzo 2.700 < 1% > 95% < 5%

Andijk, 23-26 Feb. 35.000 > 99% < 1% < 1% < 1%2

Dijkmagazijn,

10-13 Marzo 2.000-4.000 < 10% > 85% < 5%

Oude Zeug, 21-23 Feb. 10.000 > 99% < 1% < 1%

1Dormideros diurnos para Urkerhoek,2Porrón osculado y serretas.

Las observaciones con el radar empezaban antes del comienzo de los vue-los entre las áreas de alimentación y de descanso, y terminaban después de


su conclusión, bien entrada la noche y de madrugada. El haz de ondas del ra-dar que utilizamos tenía un ángulo interno de 1,55º. El radar se colocó sobreun trípode para detectar también las aves que volaban a baja altura. Los ecosno dan buena información sobre las especies o el número de aves intercepta-das, de forma que estos datos se obtuvieron mediante observaciones direc-tas con prismáticos, simultáneas a las observaciones con el radar, siempreque las aves pudieran avistarse desde el punto de observación. Además, se re-alizó un mapa de los dormideros y se registró la composición por especies delos grupos de patos antes y después de las observaciones realizadas con el ra-dar. La distancia entre el radar y el bando se obtuvo directamente de la pan-talla, y la altura de vuelo se calculó a partir de esta distancia y del ángulo for-mado por el haz de ondas y el plano horizontal (para más detalles, verDirksen et al. 1998). Las observaciones de los vuelos realizadas con el radarse clasificaban según la hora del día: (1) pleno día y atardecer (desde las12:00 h hasta 45 min después de la puesta del sol), (2) tarde-noche (desde 45min hasta 2 horas y 15 min después de la puesta del sol, (3) noche (desde 2horas y 15 min después de la puesta del sol hasta 2 horas y 15 min antes delamanecer), (4) madrugada (desde 2 horas y 15 min hasta 45 min antes delamanecer), y (5) amanecer y mañana (desde 45 min antes del amanecer has-ta las 12:00 h).

RESPUESTA DE LOS PATOS A LAS TURBINAS

Se estudió la respuesta de los patos buceadores a las turbinas semi-mari-nas del parque eólico de Lely, levantado en el mar, a 800 m del dique del la-go IJsselmeer y a sólo 2 km al norte de la ciudad de Medemblik (Figura 1).Este parque eólico consta de cuatro turbinas medianas de dos aspas (altura dela torre: 41,5 m, diámetro del rotor: 40 m, distancia entre turbinas: 200 m),dispuestas paralelamente al dique. El parque eólico está situado entre las áre-as de alimentación y descanso de los patos buceadores, en su mayoría porro-nes moñudos y europeos, cuyo número máximo varió entre 600 y 5.600 indi-viduos durante las observaciones (Tabla 2). Estudiamos las rutas de vuelonocturno durante 14 noches, entre noviembre y marzo de los años 1995-1998,con un radar de vigilancia Furuno FR 8050 (1995-1996) y Furuno FR 8111(1997-1998). El radar se colocó sobre un trípode cerca de la localidad de Dijk-magazijn, donde con anterioridad se habían estudiado la hora y altura de losvuelos. Se registraron los ecos en un radio de 1,75 millas náuticas (2,85 km),cubriendo por igual el sector sur del parque eólico y un sector control de igualtamaño al norte del punto de observación (Figura 1). En este caso tampoco losecos podían identificar la especie de ave detectada, por lo que se utilizó elmismo procedimiento empleado en las observaciones de hora y altura. Los re-gistros se realizaron en noches alrededor de la luna llena y en noches en tor-no a la luna nueva.


Figura 1. Mapa del área de estudio. Los cuadrados indican la ubicación del ra-dar para medir la hora y altura de los vuelos. Los óvalos negros del recuadroindican la localización de las turbinas estudiadas. Sector T = sector turbinas,sector C = sector control. La distancia entre los anillos de los sectores es de0,25 millas náuticas (407 m).


Tabla 2. Número máximo de patos buceadores presentes en los dormiderosdiurnos cercanos al parque eólico de Lely (sectores turbinas y control juntos)antes y después de las observaciones por radar de las rutas de vuelo durante1995-1998.

Fecha N Porrón Porrón Porrón Otrasbastardo moñudo europeo

22-24 Nov. 1995 1.250 > 80% < 20%

29 Marzo-2 Abril 1996 1.110 > 95% < 5%

26-28 Feb. 1997 1.640 100%

10-12 Marzo 1997 5.600 45% 55%

24-25 Marzo 1997 3.300 < 10% > 90%

2-4 Dic. 1997 600 > 80% < 20%

19-20 Dic. 19971 800 >75%

14-16 Ene. 1998 1.410 95% 5%

1< 25% del total incluye patos buceadores sin identificar

Se trazaron en un mapa las trayectorias de vuelo y se clasificaron las direc-ciones de vuelo en paralelas (ángulos de 0º a 45º entre la dirección de vuelo yla hilera de turbinas) o perpendiculares (entre 45º y 90º). Además, los ecos devuelos registrados en el sector turbinas (1995-1996) y a menos de 500 m delparque eólico (1997-1998) se catalogaron también respecto al modo en que lasaves cruzaban una línea imaginaria que unía las cuatro turbinas (ver recuadroen Figura 1) en: (1) entre o por encima de las turbinas; (2) fuera de la hilera, sinrealizar cambios en la ruta; (3) fuera de la hilera, después de haber cambiado deruta para evitar las turbinas; (4) no llegan a cruzar la línea imaginaria.

RESULTADOS

HORA DE LOS VUELOS

En todos los puntos de observación, la actividad de los patos fue máxima alcomienzo y al final del día. Sin embargo, hubo diferencias importantes entre lasespecies (Figura 2). Los porrones osculados y las serretas volaban sobre todo alamanecer y al atardecer y sólo el 5% de los 57 bandos fueron observados en vue-lo por la noche. El porrón bastardo también voló preferentemente al amanecer yal atardecer, pero una mayor fracción de bandos se desplazaba de noche. La ma-yoría de los porrones bastardos abandonaba los dormideros durante los primeros45 min después del atardecer, y volvían 45 min antes del amanecer. Por el con-



Figura 2. Distribución de las actividades de vuelo (ecos/hora) de los patos bu-ceadores en los seis puntos de observación (los ecos recibidos por la noche in-cluyen también los procedentes de especies sin identificar).

trario, el porrón moñudo y el porrón europeo, volaban casi siempre en la oscuri-dad, tanto a primeras horas de la noche como de madrugada. La mayoría de susdesplazamientos se registraron después de anochecer y antes del amanecer. Lospocos registros de radar para estas dos especies durante el atardecer correspondí-an a individuos que habían abandonado el dormidero justo antes de que comen-zara la noche, mientras que los registrados al amanecer correspondían a contactosdurante la primera claridad del alba. La duración de los picos de actividad fue de30-60 min en los porrones bastardo, moñudo y europeo.

En la mayoría de las fechas, los porrones bastardos dejaban los dormideros enunos pocos bandos muy grandes. En Oude Zeug, el 23 de febrero, el tamaño me-dio del bando fue de 220 individuos (desviación típica = 377, rango 10-1.500, n =28). En Andijk, donde decenas de miles de porrones bastardos descansaban duran-te las horas del día, las aves se trasladaban a veces a las áreas de alimentación enun enorme flujo continuo, sin apenas interrupciones entre bandos sucesivos. El 24de febrero, por ejemplo, 16.000 aves abandonaron el dormidero diurno en Andijken unos pocos minutos, lo que se tradujo en la recepción de unos 50 ecos en la pan-talla del radar en 150 segundos. Llegada la noche, los porrones bastardos seguíansaliendo de los dormideros, aunque, por la forma de los ecos del radar, los bandosdebían ser bastante pequeños. El número de porrones bastardos que salían del dor-midero de Oude Zeug durante la noche tenía que ser, por tanto, mucho menor delo que sugiere la distribución de los ecos reflejada en la Figura 2. Por lo que pode-mos ver, el porrón moñudo y el porrón europeo formaban bandos mucho más pe-queños que el porrón bastardo. En todos los puntos de observación, los ecos regis-trados entre los vuelos de primeras horas de la noche y los de la mañana,pertenecían en parte a patos que se movían en los lugares de alimentación, y en par-te a gaviotas que merodeaban por la zona (confirmado por las observaciones di-rectas en Lelystad-Haven, donde barcos iluminados pasaban por delante del radar;los ecos procedentes claramente de gaviotas se omitieron de las gráficas).

ALTURA DE VUELO

La altura de vuelo de la mayor parte de las aves fue bastante baja (Figura 3).Los porrones osculados y las serretas registrados en Andijk durante el día y loscrepúsculos volaban a una altura comprendida entre 5 y 30 m. Los porrones bas-tardos a las mismas horas en Oude Zeug y Andijk no volaban a más de 40 m,mientras que durante la noche volaban a una altura de 50-60 m (Andijk) y 70-80 m (Oude Zeug). Sin embargo, aunque fuera de noche, la mayoría de los pa-tos registrados en las dos localidades volaba por debajo de 50 m. Los patos quepasaban sobre un dique bajo (Andijk) volaban a la misma altura que los que vo-laban en mar abierto (Oude Zeug).

En Urkerhoek, donde los porrones moñudos se encontraban con un fuerteviento de cara sobre aguas abiertas, la altura de vuelo rondaba los 20-30 m,mientras que en Lelystad-Haven y Pampushaven, las aves cruzaban un dique yuna presa de piedra, respectivamente, empujadas por viento de cola, y volaban


a 70-80 m de altura la mayoría de las veces. Algunos bandos en Lelystad-Ha-ven y Pampushaven se detectaron a alturas superiores, aunque la densidad deecos por encima de 70-80 m fue baja. En Dijkmagazijn, los porrones moñudosvolaron por debajo de los 50 m de altura.

Figura 3. Altura de vuelo del porrón osculado, serreta, porrón bastardo, po-rrón moñudo y porrón europeo, respectivamente, sobre los lagos IJsselmeer yMarkermeer según varios ángulos del radar. Cada círculo representa un eco.Los ángulos del haz de hondas del radar y los periodos de observación se indi-can a la derecha de cada ángulo.


RESPUESTAS DE LOS PATOS AL PARQUE EÓLICO

En el invierno de 1995-1996, durante las noches con luna, en el sector tur-bina registramos el doble de ecos que en el sector control, y al revés en las no-ches sin luna (Tabla 3). En 1997-1998, el número de vuelos fue el mismo en losdos sectores en las noches con luna, mientras que en noches sin luna los ecosregistrados en el sector turbina casi doblaron los del sector control. En 1995-1996, los vuelos eran en su mayoría perpendiculares a la hilera de turbinas, pe-ro en 1997-1998 predominaron los vuelos paralelos (Tabla 3). En 1995-1996, laproporción de vuelos paralelos a la hilera de turbinas era más alta durante lasnoches sin luna, pero las diferencias fueron significativas sólo para los vuelosdel sector turbina (X2

1 = 16,2, P < 0,0001). En 1997-1998, por el contrario, laproporción de vuelos paralelos a la hilera era más baja en noches sin luna en losdos sectores (sector turbina X2

1 = 49,4, P < 0,0001; sector control X21 = 22,2, en

las dos situaciones P < 0,0001).

Tabla 3. Direcciones de vuelos nocturnos (número de ecos paralelos y perpen-diculares a la hilera de turbinas; los números entre paréntesis indican el por-centaje) de patos buceadores en el sector turbina y en el sector control, en re-lación con la luminosidad de la luna durante la noche.

Año Sector turbina (T) Sector control (C) Ratio

Paralelo Perpendicular Total Paralelo Perpendicular Total T:C

Noches con luna1995-1996 27 (13) 175 (87) 202 22 (19) 92 (81) 114 1,81997-1998 634 (69) 280 (31) 914 576 (64) 331 (36) 907 1,0

Noches sin luna1995-1996 16 (40) 24 (60) 40 22 (27) 59 (73) 81 0,51997-1998 241 (50) 239 (50) 480 174 (49) 181 (51) 355 1,4

Las aves que cruzaban el sector turbina atravesaban el parque eólico de va-rias formas (Tabla 4). La mayor parte de las aves lo hacía más allá de las turbi-nas terminales de la hilera, sin ningún cambio en la dirección de vuelo, tanto en1995-1996 (en todo el sector; noches con luna: 82% de los ecos; noches sin lu-na: 73%) como en 1997-1998 (a menos de 500 m de la hilera; noches con luna78%; noches sin luna 70%). En 1995-1996, las aves que volaban perpendicula-res a la hilera (no hubo datos suficientes para los vuelos paralelos) cruzaban elparque eólico entre las turbinas o por encima de ellas con luna llena el doble deveces que en noches sin luna (18% y 9%, respectivamente). El cambio de di-rección de vuelo debido a la presencia de las turbinas se registró sólo durantelas noches sin luna (18% de los ecos). La diferencia de comportamiento de vue-


lo entre noches claras y oscuras fue significativo (G-test, X22 = 10,0, P < 0,01).

En 1997-1998, hubo además diferencias significativas entre los dos tipos de no-ches para aves que volaban paralelas a la hilera (G-test, X2

2 = 10,2, P < 0,01),con una mayor frecuencia de vuelos de evitación de las turbinas en noches sinluna que en noches con luna (47% y 16%, respectivamente). Los vuelos per-pendiculares a la hilera de turbinas no mostraron diferencias con el grado de ilu-minación nocturna (G-test, X2

2 = 0,19, P > 0,05). En noches con luna, las avescruzaban el parque eólico entre las turbinas o por encima de ellas en la mismaproporción que en noches sin luna (2% durante noches con luna, 3% durante no-ches sin luna). Por consiguiente, el 83% de los vuelos cruzaban el parque eóli-co sin efectuar ningún cambio en la dirección de vuelo en noches con luna,mientras sólo el 50 % de los vuelos no mostró un cambio de dirección en no-ches sin luna.

Tabla 4. Dirección de los vuelos nocturnos de patos buceadores (número deecos del radar; porcentajes entre paréntesis) al atravesar el sector turbina(1995-1996) y una franja a <500 m de las turbinas para vuelos perpendicula-res y paralelos a la hilera de turbinas, respectivamente (cruce = cruce del par-que eólico entre o por encima de las turbinas; cruce sin reacción = cruce delparque eólico por una de las dos extremidades de la hilera sin cambios en ladirección del vuelo; cruce con reacción = cruce del parque eólico por una delas dos extremidades de la hilera después de realizar un cambio de direccióncausado por la presencia de las turbinas; sin cruce = no se realiza el cruce deuna línea imaginaria que corta la hilera de turbinas). Los porcentajes se basanen el número de ecos excluyendo la categoría “sin cruce”.

Año Dirección de vuelo Total

Cruce Cruce Cruce Sin crucesin con

reacción reacción

Vuelos perpendiculares a la hilera en noches con luna

1995-1996 19 (18) 84 (82) 0 (0) 72 175

1997-1998 14 (11) 95 (76) 16 (13) 43 168

Vuelos perpendiculares a la hilera en noches sin luna

1995-1996 1 (9) 8 (73) 2 (18) 13 24

1997-1998 9 (9) 73 (77) 13 (14) 35 130

Vuelos paralelos a la hilera en noches con luna

1997-1998 1 (2) 48 (83) 9 (16) 68 126

Vuelos paralelos a la hilera en noches sin luna

1997-1998 1 (3) 15 (50) 14 (47) 36 66


DISCUSIÓN

HORA DE VUELO

Encontramos grandes diferencias entre especies en las horas de los vueloshacia las áreas de alimentación y hacia los dormideros. El porrón osculado y lasserretas volaban casi exclusivamente de día y durante los crepúsculos, el porrónmoñudo y el porrón europeo casi siempre de noche, y el porrón bastardo mos-traba un comportamiento intermedio. En el porrón bastardo y el porrón moñu-do se encontró el mismo patrón en Afsluitdijk, situado entre los lagos IJsselme-er y el Mar de Wadden, durante la primavera de 1997 y el otoño e invierno de1997-1998 (Spaans et al. 1998a). Las horas de vuelo de porrones europeos en1995, sin embargo, fueron tal vez atípicas, probablemente debido al escaso nú-mero de individuos presentes en la zona en aquel momento. En febrero de 1998,cuando el número de porrones europeos en Pampushaven era mucho mayor queen 1995, la gran mayoría de los individuos abandonaba el dormidero antes deque oscureciese, y volvían al alba y ya de día (van der Winden et al. 1998).

En varios sitios también registramos actividad de vuelo nocturna en lo queparecían ser áreas de alimentación de los patos buceadores. En Oude Zeug yLelystad-Haven, el número de ecos recibidos durante la noche fue bastantegrande. Aunque es posible que los vuelos en Lelystad-Haven se debieran par-cial o totalmente a las gaviotas, probablemente esto no fue así en Oude Zeug,donde la frecuente actividad nocturna se producía tras los vuelos hacia las áre-as de alimentación y antes de los vuelos hacia los dormideros. Beintema et al.(1978) encontraron que la actividad de vuelo nocturna en los lagos IJsselmeery Markermeer fue baja para todos los grupos de aves excepto los patos bucea-dores. En una ocasión también registraron actividad de vuelo de este grupo deaves después de haberse desplazado a las áreas de alimentación. Los resultadosde los dos estudios sugieren que la actividad de vuelo de los patos buceadoresno se restringe a los desplazamientos hacia y desde las áreas de alimentación,sino que puede ser también frecuente durante la noche. En aguas danesas, Tulpet al. (1999) encontraron también una elevada actividad nocturna en el eider So-materia mollissima y en el negrón común Melanitta nigra.

ALTURA DE VUELO

La altura de vuelo de los patos buceadores varió considerablemente entre es-pecies, localidades y circunstancias locales, pero casi nunca superaron los 100m, y en su mayoría se mantuvo por debajo de 50-75 m (Figura 4). Los escasosecos registrados a alturas superiores a los 100 m se debieron probablemente agansos en migración, y no a patos desplazándose entre las áreas de alimentacióny descanso. Se han documentado alturas de vuelo similares en los movimientoslocales de varias especies de aves acuáticas en Afsluitdijk, entre el Mar de Wad-den y el lago IJsselmeer, (cormorán grande Phalacrocorax carbo, < 50-60 m;gansos, casi todos < 75 m, y más raramente por encima de 100 m; porrón mo-


ñudo y porrón europeo, < 50 m; porrón bastardo, hasta más de 100 m, pero nor-malmente por debajo; gaviotas, < 50-60 m; limícolas, < 50 m; Spaans et al.1998a), y en la costa del Mar de Wadden, en la provincia de Friesland (princi-palmente limícolas, siempre a menos de 100 m, y casi siempre < 75 m; Spaanset al. 1998b). Estos datos sugieren que los movimientos locales, tanto noctur-nos como diurnos, de las aves acuáticas se realizan en su mayoría a una alturainferior a los 100 m, es decir a la misma altura de las turbinas modernas exis-tentes en la zona, en las que la punta de las aspas alcanza los 120-140 m.

Figura 4. Densidad de ecos (número medio de ecos por observación de al me-nos media hora, corregido por la duración del periodo de observación y el ta-maño del área barrida por el radar en el centro de cada clase de distancia) enfunción de la altura medida de los contactos para todas las combinaciones deángulos de ondas de radar y clases de distancia para el porrón bastardo (arri-ba) y el porrón moñudo y el porrón europeo (abajo).


Por Martijn de Jonge.Ejemplares de porrón moñudo cerca del parque eólico de Lely,

Lago IJsselmeer, Holanda, 1995.

REACCIONES DE LOS PATOS AL PARQUE EÓLICO

Los dormideros diurnos de los patos buceadores cerca del parque eólico deLely se situaban exclusivamente en la parte sotavento del dique del lago IJssel-meer, frente al parque eólico. Las aves en reposo estaban distribuidas unifor-memente a lo largo del dique, a una distancia inferior a 200 m del mismo, lo quesugiere que el parque eólico no les molestaba a esa distancia, quizá porque lasturbinas estaban a más de 600-800 m del dormidero. En el lago IJsselmeer ladistancia mínima a partir de la cual se producía molestias a las aves se calculóen 150 m (Winkelman 1989). Debido a la distribución más o menos uniformede las aves a lo largo del dique, el número de ecos registrados no fue distintoentre el sector turbina y el sector control.

En 1995-1996, la mayoría de los vuelos registrados en los dos sectores fue-ron perpendiculares a la hilera de turbinas; en 1997-1998 la mayoría fueron pa-ralelos. Es posible que estas diferencias estuvieran relacionadas con la ubica-ción de las áreas de alimentación, pero no hay datos suficientes para apoyar estahipótesis. Durante el primer periodo, la proporción de vuelos paralelos fue másalta en noches sin luna, aunque sólo hubo diferencias significativas en el sectorturbina, lo que indica que los patos intentaban evitar el parque eólico en las no-ches oscuras, bordeándolo de esa forma. En el segundo periodo, sin embargo,cuando la proporción de vuelos paralelos fue inferior, y no mayor, en noches sinluna, no hubo diferencias al respecto entre los dos sectores. Por tanto las dife-


rencias en número y dirección de los vuelos entre los dos sectores no estuvie-ron relacionadas con la presencia o ausencia de las turbinas en el sector.

En 1997-1998, 25 bandos cruzaron la planta eólica de noche, cuando se es-peraba que lo hicieran 116 (el 37,5% de los 308 bandos que cruzaron la líneaimaginaria trazada a través de las cuatro turbinas hasta 500 m de los extremosdel parque eólico), lo que sugiere que el 78% de los patos que se acercaban alparque eólico evitaba cruzar la hilera de turbinas, independientemente de la fa-se lunar (con luna 78%; sin luna 79%). El resultado de esta aversión a las tur-binas es que el riesgo de colisión fue mucho más bajo de lo esperado. Por otrolado, las aves que elegían evitar las turbinas tenían que recorrer distancias su-periores para alcanzar las áreas de alimentación y descanso.

RIESGO DE COLISIÓN

Las aves colisionan con las turbinas sobre todo por la noche, rara vez dedía (Winkelman 1992). De todas las especies estudiadas, el porrón moñudoes la que vuela casi exclusivamente después del crepúsculo y antes del ama-necer, y por tanto corre un mayor riesgo de colisión que otras aves. Lo mis-mo pasa con los porrones europeos, cuando aparecen en pequeño número en-tre otras especies de patos buceadores. El porrón osculado y las serretas sonlas especies con menor riesgo de colisión, al estar activas casi exclusiva-mente de día. Los porrones bastardos corren un riesgo de nivel intermedio.Pero ¿cuántos patos realmente colisionan con los aerogeneradores en los par-ques eólicos, y más concretamente en el de Lely? El porrón moñudo era laespecie más común del parque eólico. El porrón bastardo era numeroso sólode forma esporádica. Así que la mayor parte de los patos buceadores presen-tes en la cercanía del parque eólico presentaba un alto riesgo de colisión. Pa-ra estimar el número de víctimas de las turbinas de la planta eólica de Lely,como punto de partida utilizamos el número máximo de patos en reposo re-gistrados en cada observación en los dormideros a sotavento del dique, en elsector control y en el sector turbina (en total 5,7 km de anchura). Esta cifravarió considerablemente, entre 600 y 5.600, con una media de 1.964 indivi-duos (Tabla 2), de los cuales 551 (1.600/5.700*1.964) se situaron frente alparque eólico (600 m de longitud) y a 500 m a ambos lados de ese tramo dedique. Consideramos que ese número es el número mínimo de patos bucea-dores que potencialmente podían cruzar la planta eólica a diario, siendo elnúmero máximo el total de patos registrados en los dos sectores. Encontra-mos que el 22% de los patos que se acercaban al parque eólico (= 121-432aves) lo cruzaba para ir de los lugares de alimentación a los de descanso. Lospatos buceadores ocupan la zona durante ocho meses (de Leeuw & van Eer-den 1995). Esto significa más de 58.000-100.000 cruces de patos buceadoresentre, o por encima de, las turbinas cada año, especialmente de noche. No co-nocemos la probabilidad de colisionar con las turbinas por la noche. Winkel-man (1992) encontró una probabilidad de 0,0009 (el límite superior del in-


tervalo de confianza del 95% para la media durante la noche) para los patosnadadores, sobre todo los ánades reales Anas platyrhynchos, que cruzaban unparque eólico con turbinas con torres de 35 m de altura y rotor de 30 m dediámetro (en Lely miden 41,5 m y 40 m, respectivamente). Si asumimos quelos patos buceadores en Lely tienen más o menos la misma probabilidad decolisionar con las turbinas que los patos nadadores en el parque eólico de re-ferencia (en realidad la probabilidad sería en un cierto modo más alta, consi-derando el mayor tamaño de los aerogeneradores en Lely), el número anualde víctimas por colisión en el parque eólico de Lely podría rondar una mediade 50-100 aves, o más de 10-25 aves por turbina. Estas son estimas por ex-ceso, dado que elegimos el número máximo de aves en reposo en los dormi-deros del dique en cada periodo de observación y el límite superior del in-tervalo de confianza del 95% de la probabilidad media de colisión, mientrasque en realidad los patos que cruzan el parque incluye también aquellos quelo hacen por encima de las turbinas. El número anual de víctimas por coli-sión es bastante bajo (menos del 3-5% de la media de aves que reposan enlas cercanías del parque eólico). Se debe, sin embargo, considerar que el nú-mero de turbinas en parques semi-marinos, y su tamaño, están aumentando,y por lo tanto las colisiones en los grandes parques semi-marinos dotados derotores de grandes dimensiones serán mayores de las que se pueden estimaren la planta eólica de Lely.

LOS PARQUES EÓLICOS COMO BARRERAPARA LOS PATOS BUCEADORES

Muchos patos buceadores en el parque eólico de Lely efectuaban un cam-bio en su trayectoria de vuelo al acercarse a las turbinas, evitando de tal ma-nera chocar con ellas. Sin embargo, esquivar el parque eólico conlleva reco-rrer mayores distancias que en ausencia de turbinas. Si el número de turbinases pequeño, como en el caso de Lely, la distancia adicional es insignificante.Por el contrario, si hay largas filas o grandes grupos de turbinas, el parque eó-lico sí puede actuar como una barrera real para las aves, y los recorridos su-plementarios para esquivarla serán largos. Para los patos buceadores la dis-tancia de vuelo a las áreas de alimentación es un factor importante, dado quelos costes del vuelo tienen un impacto considerable en su gasto energético dia-rio (de Leeuw 1997). En situaciones extremas, el recorrido suplementariopuede ser tan largo que las aves dejan de utilizar las viejas rutas, perdiendoasí zonas de alimentación o de descanso. Para minimizar el efecto barrera, lasfilas de aerogeneradores pueden interrumpirse y los grandes grupos de turbi-nas dividirse en grupos más pequeños. El tamaño de los huecos para que lasaves puedan pasar sin percibir molestias se desconoce, pero para los patos bu-ceadores debería ser muy superior a la distancia entre turbinas del parque eó-lico de Lely (200 m). De forma provisional, sugerimos una distancia de 1 kmcomo mínimo para patos de este tamaño.


AGRADECIMIENTOS

Los estudios de las pautas de vuelo y altura han sido parte de un programanacional sobre el impacto de las turbinas sobre las aves, promovido por la Ne-therlands Agency for Energy and the Environment (NOVEM) en representacióndel Ministry of Housing, Physical Planning and Environment. El estudio en elparque eólico de Lely ha sido llevado a cabo por la compañía eléctrica EnergieNoord West (ENW), ahora NUON. Agradecemos al Dr. Herbert Biebach, Max-Planck Institut für Verhaltensphysiologie, Erling-Andechs, Alemania, por elpréstamo del radar Furuno FR 8250, instrumento esencial para el avance delproyecto. Varias personas ayudaron en el trabajo de campo. Queremos dar lasgracias especialmente a Leo M.J. van den Bergh (Alterra) por su contribuciónal estudio. También queremos agradecer a Hans Schekkerman por sus comen-tarios sobre el manuscrito.

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Capítulo 12

EFECTOS DE UN PARQUE EÓLICO SOBRE LAS AVESEN EL ESTRECHO DE GIBRALTAR

MANUELA DE LUCASGUYONNE JANSSMIGUEL FERRER

Departamento de Conservación de la Biodiversidad y Ecología,

Estación Biológica de Doñana, CSIC,

Avda. Mª Luisa s/n, Pabellón de Perú,

Sevilla, España.

RESUMEN

La interacción entre las aves y los aerogeneradores es una cuestión impor-tante que debe ser considerada al construir un parque eólico. Estudiamos, enun parque eólico y en dos zonas control en Tarifa (Andalucía, España), la abun-dancia de aves y su comportamiento tomando datos a lo largo de transectos li-neales en cada área. El comportamiento de vuelo fue registrado desde puntosde observación fijos dentro del parque eólico. El principal objetivo de nuestrainvestigación era determinar el impacto y el grado de cambio en el comporta-miento de vuelo de las aves debido a la presencia del parque eólico. Las avesplaneadoras parecen detectar la presencia de los aerogeneradores porque cam-bian su dirección de vuelo cuando vuelan cerca de los aerogeneradores; suabundancia no parece verse afectada.

INTRODUCCIÓN

Los parques eólicos han experimentado un espectacular crecimiento y han pro-liferado a lo largo de todo el mundo (Osborn et al. 2000). La capacidad instaladaen Europa ha aumentado un 40% al año durante los últimos 6 años. Hoy las insta-laciones de energía eólica en Europa producen la suficiente energía eléctrica comopara abastecer las necesidades domésticas de 5 millones de personas. La industriaeólica tiene el objetivo de alcanzar los 60.000 MW de capacidad de energía eólicainstalados en 2010, lo que generará electricidad para unos 75 millones de personas.

España es el segundo país en el mundo en el número de megavatios instala-dos (4.830 MW). La mayoría de los parques eólicos actualmente en funciona-miento o en construcción se encuentran en áreas de fuertes vientos como Gali-cia, Castilla La Mancha, Aragón, Navarra, Castilla León, La Rioja o Andalucía.

Los parques eólicos son un método relativamente nuevo para obtener “ener-gía limpia”, evitando la contaminación del aire y otras formas de degradaciónambiental asociadas a las tecnologías de combustibles fósiles (Nelson & Curry1995). Sin embargo, la energía eólica genera algunos impactos en el paisaje yen las aves. Uno de los más fácilmente detectables es el impacto visual anties-tético sobre el paisaje. Para las aves, los parques eólicos representan un obstá-culo para el movimiento (Morrison & Sinclair, 1998, Lucas et al., 2003), unafuente de mortalidad (Orloff & Flannery 1992, Barrios 1995, Hunt 1999, Mus-ters et al. 1996) y una potencial pérdida de hábitat (Larsen & Madsen 2000). Noobstante, el impacto de los parques eólicos en las aves está aún poco estudiadoy la literatura científica es escasa.

El objetivo de nuestra investigación era determinar el efecto de un parqueeólico sobre el comportamiento de vuelo, abundancia y altura de vuelo de avespaseriformes y aves planeadoras. Para esto, estudiamos tanto a las poblacionesde paseriformes como de aves planeadoras en un parque eólico en Tarifa.

ÁREA DE ESTUDIO Y MÉTODOS

Nuestra área de estudio estaba localizada en el Estrecho de Gibraltar (Anda-lucía, España), una de las rutas migratorias más importantes del Paleártico (Ber-nis 1980, Finlayson 1992, Bildstein & Zalles 2000). Este área es conocida porsu alta diversidad y abundancia de aves migratorias pero también alberga unaimportante comunidad nidificante (Figura 1). El primer aerogenerador españolse instaló allí en 1981.

Por Manuela de Lucas.Configuración en muro de viento en el parque eólico PESUR (Tarifa, Cádiz, España).


Figura 1. Las tres áreas de estudio en Tarifa, cerca del Estrecho de Gibraltar(Andalucía, sur de España, 30STF590000 – 30STE610950).

Especies nidificantes tales como la cigüeña blanca Ciconia ciconia, el bui-tre leonado Gyps fulvus, el cernícalo vulgar Falco tinnunculus, el águila perdi-cera Hieraaetus fasciatus, el halcón peregrino Falco peregrinus, y el águila cu-lebrera Circaetus gallicus pueden encontrarse en esta zona. La cigüeña blanca,el águila perdicera y el halcón peregrino están clasificados como especies vul-nerables por Blanco y González (1992).

El estudio se llevó a cabo desde julio de 1994 hasta septiembre de 1995. Elparque eólico estaba localizado en la cresta de una montaña de 550-650 m de al-tura sobre el nivel del mar. La cresta tenía orientación norte-sur. El parque eóli-co estaba constituido por 66 aerogeneradores con torres tubulares de 21 y de 24m de altura, y rotores de 20 m de diámetro. Los rotores tenían orientación a bar-lovento, y tres palas. La capacidad total del parque eólico era de 10 MW. Las hi-leras de aerogeneradores estaban localizadas en dos secciones, una Hilera Norte(aerogeneradores del 1 al 34) y una Hilera Sur (aerogeneradores del 35 al 66).Ambas hileras estaban alineadas en una única fila en la cresta de la montaña.


Dentro de las hileras, los aerogeneradores estaban separados por 60-90 m entresí. A partir de ahora, nos referiremos a este área como Área PE (Parque Eólico).

Dos montañas adyacentes sin aerogeneradores fueron estudiadas como con-troles al Área PE. Una montaña tenía orientación este-oeste (Área AM, que se-ría la futura ampliación del parque eólico existente) y la otra con la mismaorientación que el parque eólico (Área NP: área natural protegida con acceso li-mitado). Las características de la vegetación eran similares en las tres áreas.

Estudiamos distintas variables relativas a las poblaciones de aves con el finde detectar diferencias entre el parque eólico y las dos áreas control. Las varia-bles recogidas fueron: (1) abundancia de paseriformes y aves planeadoras(aves/m); (2) comportamiento de vuelo de las aves planeadoras.

La abundancia de las aves planeadoras fue estudiada a lo largo de un tran-secto lineal de longitud determinada en cada área. La longitud de los transectosen cada área fue: en el Área PE 2.780 m, en el Área AM 1.110 m y en el ÁreaNP 2.960 m. Aunque los transectos tenían una longitud concreta, no se monito-rizaron enteros en cada recorrido, dedicándose un total de 576 horas a monito-rizarlos. En cada observación de un grupo de aves, se registraba la especie, elnúmero, las condiciones climáticas (temperatura, velocidad y dirección delviento), el comportamiento de vuelo (cambios en la altura y dirección del vue-lo efectuados entre la entrada y la salida del área muestreada), la actividad delos aerogeneradores, el periodo del año y la longitud de la zona muestreada.

El comportamiento de vuelo fue registrado por observaciones directas y porvideocámaras desde distintos puntos de observación fijos en el Área PE (unametodología similar en Morrison & Sinclair 1998). Para estudiar el comporta-miento de vuelo, se estimaron con observaciones directas la altura y la direccióndel vuelo. Los cambios en estas variables se relacionaron con la presencia y elfuncionamiento de los aerogeneradores. Se calculó un índice de cambio en ladirección de vuelo usando las direcciones de vuelo del ave al entrar en el áreade estudio y al abandonarla. Calculamos la distancia angular entre la direccióninicial y final de vuelo con valores desde 0º (no hay cambio en la dirección devuelo) hasta 180º (máximo cambio de dirección) (ver también Batschelet 1981).Una diferencia en la distancia angular menor de 90º entre la dirección de vueloinicial y final se consideró como una gran desviación de la dirección original devuelo. El cambio en la altura de vuelo se calculó restando a la altura final devuelo la altura inicial.

Para las variables que no se correspondían con una distribución normal, se uti-lizó la estadística no paramétrica. El test de Kruskal-Wallis se usó para compararla abundancia de aves entre las áreas. Cuando aparecían diferencias estadísticas, serealizaron las comparaciones posthoc con el test de la U de Mann-Whitney. Losanálisis de la Chi-cuadrado (bondad de ajuste) fueron utilizados para determinar silos cambios en la dirección de vuelo estaban relacionados con el funcionamientode los aerogeneradores. La correlación de Spearman permitió determinar si el cam-bio en la dirección de vuelo estaba relacionado con el cambio en la altura de vue-lo. Utilizamos el valor de alpha correspondiente a una p = 0,05. Todos los análisisestadísticos se realizaron con el paquete informático SPSS versión 10.0.


RESULTADOS

ABUNDANCIA DE AVES PLANEADORAS

La cigüeña blanca es la especie más abundante en el Área PE, con un índi-ce de vuelo (nº aves/horas de observación) de 20,7 (Tabla 1).

Tabla 1. Resultados del conteo de aves (aves/km) a lo largo del transecto de ca-da área de estudio para las diferentes especies de aves planeadoras. Los valo-res medios y el rango aparecen entre paréntesis (mínimo–máximo).

Especies Área WF Área NP Área AM

Buitre leonado Gyps fulvus 8,88 (0,36 – 125,91) 5,23 (0,36 – 11,67) 11,41 (0,36 – 85,91)

Águila culebrera Circaetus gallicus 0,92 (0,00 – 16,11) 0,72 (0,34 – 1,12) 0,70 (0,00 – 3,34)

Cernícalo vulgar Falco tinnunculus 0,60 (0,00 – 1,67) 0,62 (0,56 – 1,12) 0,58 (0,36 – 2,78)

Cigüeña blanca Ciconia ciconia 0,18 (0,00 – 2,50) 0,27 (0,01 – 0,95) 0,19 (0,00 – 0,78)

Milano negro Milvus migrans 25,94 (0,00 – 1111,12) 34,43 (1,12 – 277,78) 14,4 (0,56 – 73,89)

No se detectaron diferencias estadísticas en la abundancia de las aves plane-adoras entre las áreas de estudio (Test Kruskal-Wallis, X2 = 0,978, df = 2, p =0,613), siendo de 30,17 aves/km en el Área PE, de 12,85 aves/km en el ÁreaNP, y de 11,55 aves/km en el Área AM. Sólo la abundancia de los cernícalosvulgares mostraron una diferencia significativa entre las tres áreas de estudio(Test Kruskal-Wallis, X2 = 10,832, df = 2, p = 0,004), siendo menor en el ÁreaAM.

COMPORTAMIENTO DE VUELO DE AVES PLANEADORAS

Se observaron 16.225 aves planeadoras desde los puntos fijos localizados enel Área PE (435 horas, 944 registros) y el 71,8% de ellas mostraron cambios ensu dirección de vuelo. Cuando se registraba un cambio en la dirección de vue-lo, el 28,5% era un gran cambio (<90º ángulo).

No se detectaron relaciones significativas entre el cambio en la dirección devuelo (177,88 ± 106,58) y la altura de vuelo (46,11 ± 58.82) (Test de correla-ción de Spearman, rs = 0,032, n = 176, p = 0,669). Cuando se comparó el cam-bio en la dirección de vuelo con aerogeneradores en funcionamiento (182,58 ±105,95) y en parada (175,27 ± 109,80) se detectaron diferencias significativas(Test Exacto de Fisher, p = 0,016). Se detectaban más cambios en la direcciónde vuelo cuando los aerogeneradores estaban funcionando (82,41%) que cuan-do estaban parados (15,38 %).


La altura de vuelo durante la migración postnupcial fue significativamentemayor que durante los otros periodos de estudio en el Área PE (Test Kruskal-Wallis, X2 = 76,113, df = 2, p < 0,0001) y en el Área NP (Test Kruskal-Wallis,X2 = 12,092, df = 2, p = 0,002) (Tabla 2).

Tabla 2. Alturas de vuelo medias respecto a la cresta de la montaña (en metros)y el rango (mínimo–máximo) de las aves planeadoras en las tres áreas de estu-dio durante los tres periodos de estudio.

Periodos de estudio Área WF Área NP Área AM

Época reproductora 57,24 (-75,00 – 1000,00) 45,62 (0,00 – 100,00) 68,20 (0,00 – 500)

Migración postnupcial 110,02 (-200,00 – 1300,00) 100,94 (-6,00 – 500,00) 79,00 (-50,00 – 600,00)

Invernada 58,90 (-50,00 – 500,00) 37,14 (0,00 – 150,00) 60,07 (-10,00 – 350)

Durante la migración postnupcial la altura de los buitres leonados fue mayorque en los otros periodos estudiados, tanto en el Área PE (58,3 ± 65,3 m; TestKruskal-Wallis, X2 = 52,866, df = 2, p < 0,0001) como en el Área NP (32,307 ±41,110 m; Test Mann-Whitney, Z = -3,362, p = 0,001). La altura de vuelo de lascigüeñas blancas durante la migración postnupcial fue menor en el Área PE(162,08 ± 204,65 m) que en el Área AM (420,00 ± 238,92 m; Test Mann-Whit-ney, Z = -3,698, p < 0,0001) y que en el Área NP (500,00 ± 397,64; Test Mann-Whitney, Z = - 2,742, p = 0,006).


Por Manuela de Lucas.Nueva ampliación del parque eólico Eólica del Estrecho (Tarifa, Cádiz, España).

Dentro del Área PE, excepto para la cigüeña blanca (22,7 ± 22,6 m) todaslas especies de aves planeadoras aumentaban significativamente su altura devuelo al cruzar la línea de los aerogeneradores: buitre leonado (21,4 ± 57,7 m;Test Wilcoxon, Z = -14,016, p < 0,0001), águila culebrera (3,8 ± 65,3 m); TestWilcoxon, Z = -3,981, p < 0,0001), milano negro (Milvus migrans) (0,6 ± 15,6m; Test Wilcoxon, Z = -3,539, p < 0,0001) y cernícalo vulgar (12,1 ± 37,2 m;Test Wilcoxon, Z = -1,74, p = 0,08).

DISCUSIÓN

Las aves parecen detectar la presencia de aerogeneradores, lo que explicaríasu bajo índice de colisión con los aerogeneradores. Las aves planeadoras apa-rentemente detectan y evitan la presencia de los aerogeneradores sobre todocuando éstos están en funcionamiento, como se deduce de los cambios en su di-rección de vuelo.

No se detectaron diferencias estadísticas en la abundancia de aves planeado-ras entre las tres áreas estudiadas, excepto para el cernícalo vulgar. La diferen-cia encontrada en esta especie puede estar relacionada con la estructura de la ve-getación, dado que el cernícalo vulgar prefiere áreas abiertas como el Área AM(Cramp & Simmons 1982).

El 71,2% de las aves planeadoras cambian su dirección de vuelo cuando de-tectan la presencia de los aerogeneradores en la cresta de la montaña. Dirksenet al. (1998) encontraron que sólo el 9% de las aves cruzan la línea de aeroge-neradores pasando entre ellos, mientras que el 18% se da la vuelta. Ellos tam-bién mostraron que las aves cambian más su dirección de vuelo cuando los ae-rogeneradores están en funcionamiento que cuando están parados, concluyendoque las hileras de aerogeneradores pueden actuar como barreras a las rutas devuelo. En el presente estudio, los buitres leonados, las águilas culebreras, losmilanos negros y los cernícalos vulgares aumentan su altura de vuelo desde queentran hasta que abandonan el área del parque eólico, lo que interpretamos co-mo un comportamiento de evasión.

Estos resultados pueden tener importantes implicaciones para el futuro des-arrollo de los parques eólicos. Aunque las aves pueden detectar los aerogenera-dores, las largas hileras de aerogeneradores pueden tener un potencial efecto ba-rrera (Dirksen et al. 1998). Las filas cortas de aerogeneradores podrían reducirdicho efecto, permitiendo a las aves evitarlos más fácilmente. Si el área es unpaso de aves migratorias, las hileras de los aerogeneradores podrían tener un po-tencial efecto barrera en las trayectorias migratorias. Hileras cortas de aeroge-neradores podrían mitigar el efecto barrera aunque se necesitan más investiga-ciones para obtener indicaciones prácticas de gestión.

En cualquier caso, son necesarias investigaciones adicionales antes y despuésde la construcción del parque eólico para entender mejor qué cambios puede cau-sar en las poblaciones de aves la presencia del parque eólico. Es imperativo queel nuevo desarrollo eólico se realice en áreas con relativo poco riesgo para las


aves, y que los parques eólicos existentes calculen el impacto negativo en lasaves (Morrison & Sinclair 1998) a lo largo de varios años. Las localizaciones es-pecíficas podrían ser evaluadas a priori cuando se planea un parque eólico.

Otra cuestión necesaria a considerar es el tendido eléctrico asociado a losparques eólicos. Constituyen una causa importante de mortalidad de aves (Janss& Ferrer 1999), especialmente por la gran extensión de la red de líneas eléctri-cas. Ferrer et al. (1991) estimó que 400 aves rapaces eran electrocutadas a lolargo de 100 km de líneas eléctricas en el Parque Nacional de Doñana, en el su-roeste de España, y a su alrededor. La colisión con las líneas eléctricas está con-siderada como una causa importante de muerte para algunas especies de aves(Janss & Ferrer 1998). Cuando un parque eólico está en la fase de preconstruc-ción, los efectos de los tendidos eléctricos deben ser estudiados para reducir susefectos sobre las aves.

AGRADECIMIENTOS

Queremos expresar nuestro agradecimiento a toda la gente que tomó parteen el trabajo de campo, en particular F. Montoya, M. Castro e I. Sánchez. El Dr.Vincenzo Penteriani, Dr. Carlos Alonso y Roger Jovani mejoraron este manus-crito con sus comentarios. El trabajo de campo estaba financiado por EcotècniaS. Coop. y una beca de varios promotores eólicos españoles (ENDESA, Coge-neración y Renovables S.A., Aerogeneradores del Sur S.A., Microcentrales deAndalucía S.A., WIGEP Andalucía S.A., Wind Ibérica España S.A., PEESA,Alabe la Ahumada S.L.) y la Estación Biológica de Doñana (Consejo Superiorde Investigaciones Científicas).

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Capítulo 13

PATRONES ESPACIALES Y TEMPORALES DEMORTALIDAD DE AVES EN DOS PARQUES EÓLICOS

DEL SUR DE ESPAÑA

LUIS BARRIOS SEO/BirdLife, Melquíades Biencinto 34, 28034 Madrid, Spain.

ALEJANDRO RODRÍGUEZDepartamento Biología de la Conservación,

Estación Biológica de Doñana, CSIC,Avda. María Luisa s/n, Pabellón de Perú. Sevilla, España.

RESUMEN

Se estudiaron los efectos de dos parques eólicos sobre varias especies deaves planeadoras en un área donde tanto aves residentes como aves migrado-ras eran muy abundantes. La mayoría de los accidentes fueron consecuencia decolisiones con las turbinas, estructuras que resultaron ser mucho más peligro-sas que un tendido eléctrico aledaño equipado con accesorios que previenen lascolisiones. Las especies afectadas en mayor grado fueron el buitre leonado y elcernícalo vulgar, ambas residentes. Estas especies usaron intensamente lascuerdas de las sierras donde se encontraban las turbinas. Se registraron muypocas colisiones de aves migradoras, probablemente porque las rutas migrato-rias estaban ligeramente separadas de las filas de turbinas. El número de acci-dentes y el número de vuelos considerados de riesgo difirieron claramente en-tre parques eólicos. Aunque la abundancia relativa de cada especie tuvo ciertainfluencia, la conducta de las aves, determinada por la interacción entre vien-to y relieve, surgió como la principal causa potencial de mortalidad. Para mi-nimizar el efecto de los parques eólicos sobre las aves es preciso realizar estu-dios detallados previos a su construcción, evitando el emplazamiento deaerogeneradores cerca de elementos topográficos y del espacio aéreo utilizadointensamente por las aves planeadoras.

INTRODUCCIÓN

Es conocido que elementos lineales artificiales, como las infraestructuras detransporte, pueden obstaculizar el movimiento de los animales y generar la frag-mentación de sus poblaciones (Forman & Alexander 1998). También existe evi-dencia creciente de que estas estructuras lineales son responsables en parte de

la mortalidad no natural de animales silvestres (Groot Bruinderink & Hazebro-ek 1996, Bevanger 1998, Clarke et al. 1998), lo que presumiblemente contribu-ye al declive de sus poblaciones. Los parques eólicos a menudo consisten en ungrupo de turbinas ordenadas en filas. Las turbinas se alinean perpendicular-mente a la dirección de los vientos dominantes y suelen colocarse en los puntosdel parque donde la fuerza del viento es más alta. Las filas de turbinas se sitú-an sobre todo en la costa o en el mar, a cierta distancia de ésta, y en las cimasde montañas y colinas. Los parques eólicos suelen optimizar el espacio que ocu-pan por razones técnicas y económicas, lo que significa que el espacio entre tur-binas adyacentes a menudo se reduce al mínimo posible. En estas circunstan-cias, las filas de turbinas pueden constituir estructuras lineales que afectan ellibre movimiento de las aves a su través, especialmente en parques eólicos lar-gos. Sin embargo, en qué grado tiene lugar este efecto barrera, a qué especiesafecta más, y cuáles son sus consecuencias potenciales para las poblaciones deaves son preguntas que en buena medida carecen de respuesta.

Las aves planeadoras (Ciconiiformes y Falconiformes) dependen de las co-rrientes térmicas, lo que explica por qué evitan volar largas distancias a travésdel mar. No es sorprendente, por tanto, que la mayoría de las rutas migratoriasque siguen estas aves minimicen la extensión de mar que han de cruzar. Muchasaves planeadoras del Paleártico occidental viajan hacia el sur (o hacia el norte sise trata de la migración prenupcial) conducidos por la línea de costa hasta el Es-trecho de Gibraltar. Dos veces al año, cientos de miles de aves pasan por estecuello de botella a lo largo de su ruta migratoria (Bernis 1962, Finlayson 1992).Además, los alrededores del Estrecho de Gibraltar en la Península Ibérica alber-gan una comunidad muy rica de aves residentes. Más de 30 especies de rapacesy dos especies de cigüeñas se han registrado en esta zona, y la mayoría de ellastienen grandes poblaciones locales (SEO/BirdLife 2001, 2002). Buena parte dela región conocida como Campo de Gibraltar (provincia de Cádiz, España) que-da incluida dentro de los límites del Parque Natural de Los Alcornocales, una re-serva de gran tamaño perteneciente a la Red de Espacios Naturales de Andalu-cía. Los límites de esta reserva coinciden con los del Área de Protección Especialpara las Aves nº 49 (ICONA 1989, Comisión Europea 1994). Varias áreas dentrodel Campo de Gibraltar se incluyen en el inventario de Áreas Importantes paralas Aves en Europa, publicado por BirdLife International, así como en la secciónespañola de dicho inventario, “Áreas importantes para las aves en España”, pu-blicado por la Sociedad Española de Ornitología (Viada 1998).

El uso del viento como una fuente de energía renovable ha aumentado enmuchos países durante los últimos años. Climáticamente, el Campo de Gibral-tar se caracteriza por la presencia de vientos fuertes y persistentes que hacen deeste área una clara candidata para la generación rentable de energía eólica (INM1988, IDAE 1992). De hecho, desde la instalación del primer aerogenerador enesta zona (1981) hasta finales de 2002, se han instalado ocho parques eólicos,seis comerciales (476 turbinas, 118 MW) y dos experimentales (12 turbinas, 1.5MW). Los vientos más importantes, tanto por su frecuencia como por su inten-sidad, son los de componente este y oeste.


La construcción de parques eólicos desde el principio fue objeto de uno delos principales conflictos entre fabricantes de energía eólica y ambientalistas, enun área de importancia internacional para las aves. En este contexto, la Conse-jería de Medio Ambiente de la Junta de Andalucía encargó a la Sociedad Espa-ñola de Ornitología (SEO/BirdLife) el primer estudio sobre el impacto de losparques eólicos sobre la avifauna del Campo de Gibraltar. El propósito de esteproyecto fue estudiar el efecto de los aerogeneradores sobre las aves planeado-ras con objeto de determinar su conducta y mortalidad, y los factores que lasafectan, así como proponer las correspondientes medidas correctoras. En estecapítulo resumimos los análisis y conclusiones de este proyecto, publicados porBarrios & Rodríguez (2004), y aportamos más detalles sobre algunos aspectosde la mortalidad de aves por colisión con las turbinas. Todos estos contenidosse han elaborado a partir de la información básica de un informe de SEO/Bir-dLife a la Junta de Andalucía (SEO/BirdLife 1995).

LOS PARQUES EÓLICOS

El Campo de Gibraltar tiene una forma aproximadamente triangular. En suvértice sur se encuentra la ciudad de Tarifa, el extremo meridional de la Europacontinental. Los dos parques eólicos que estudiamos, llamados E3 y PESUR, seencuentran a 5 y 10 km al norte de Tarifa, respectivamente, a lo largo de lascuerdas de sierras y colinas orientadas perpendicularmente a los vientos domi-nantes del este y del oeste. E3 consta de 66 turbinas distribuidas en dos filas auna altitud de 400–600 m a lo largo de una sierra con pendientes pronunciadas.PESUR tiene 190 turbinas repartidas en siete filas en una zona de colinas a unaaltitud que varía entre los 80 y los 300 m. El estudio tuvo lugar entre diciembrede 1993 y diciembre de 1994.

COLISIONES

Prospectamos 15 tramos de 160 m de longitud y 100 m de anchura, elegidosal azar, dos veces por semana, en busca de cadáveres de aves que en vivo pesanmás de 150 g. También prospectamos con periodicidad semanal un tramo de 13km de un tendido asociado a los parques eólicos. El esfuerzo de muestreo fueconstante a lo largo del periodo de estudio. Las búsquedas se realizaron a pie, auna velocidad suficientemente baja que permitiera una inspección cuidadosa decada área muestreada. Las áreas de muestreo en PESUR se revisaron 81 vecesy las de E3 se visitaron 60 veces. Una banda de 100 m a lo largo de todas lasturbinas de los dos parques se revisó semanalmente en busca de especies que,por su tamaño, fueran fácilmente detectables, como el buitre leonado Gyps ful-vus. Recogimos todos los cadáveres encontrados.

Registramos la edad, condición corporal, posición y distancia a la turbina máspróxima de cada cadáver encontrado. Estimamos la fecha de colisión por compa-


ración con el estado de descomposición de cadáveres de aves colocados experi-mentalmente en fechas conocidas (Barrios & Rodríguez 2004). Cuando pudimosestimar con precisión la fecha de colisión, también pudimos determinar en quécondiciones meteorológicas tuvo lugar ésta. También describimos con el máximodetalle las heridas detectadas en cadáveres completos o en parte de los mismos.

Pare evitar sesgos en la estima de las tasas de mortalidad de aves de pequeñotamaño (< 300 g), a partir de la frecuencia de hallazgo de cadáveres, utilizamosfactores que corregían los efectos de la tasa de desaparición de cadáveres y denuestra capacidad de detección (ver métodos y funciones de corrección en Barrios& Rodríguez 2004). No fue necesario emplear este refinamiento metodológico pa-ra cadáveres de aves grandes, como los de buitre leonado, que persisten durante pe-riodos más largos en el campo. Para cada especie estimamos tasas estacionales demortalidad como la razón entre el número estimado de aves muertas y el productodel esfuerzo de muestreo (proporción del parque eólico que fue muestreada) y losfactores de corrección. La adición de las tasas estacionales de mortalidad produjouna tasa de mortalidad anual por colisión con los aerogeneradores.

Encontramos aves muertas de cinco especies de aves planeadoras: buitre leo-nado, cernícalo vulgar Falco tinnunculus, cernícalo primilla Falco naumanni, cu-lebrera europea Circaetus gallicus y milano negro Milvus migrans. La mayoría delos cadáveres fueron de buitre leonado (63%) y cernícalo vulgar (25%). Otras es-pecies también podrían ser víctimas potenciales; de hecho, durante las semanasprevias al periodo de estudio encontramos cadáveres de alimoche común Neoph-ron percnopterus, cigüeña blanca Ciconia ciconia, y mochuelo común Athene noc-tua. Utilizando las funciones de corrección de la detectabilidad, el número estima-do de cernícalos vulgares muertos por colisión (36) fue mucho mayor que elnúmero observado en las áreas de muestreo (8). No encontramos ningún ave muer-ta bajo el tendido eléctrico, lo que tal vez sea consecuencia de que el tendido esta-ba equipado con estructuras disuasorias para las aves y aisladores suspendidos, am-bos descritos como dispositivos eficaces para reducir las colisiones yelectrocuciones de aves (Janss & Ferrer 1999). Durante nuestras prospeccionestambién encontramos aves no planeadoras, sobre todo paseriformes, que habíancolisionado con las turbinas y el tendido eléctrico (Barrios & Rodríguez 2004).

Puesto que el 88% de las víctimas pertenecieron a dos especies, el buitre le-onado y el cernícalo vulgar, a partir de aquí nuestras consideraciones se centranen ellas. Ninguna clase de edad estuvo sobrerrepresentada en la muestra de ca-dáveres de buitres leonados, y los buitres muertos no mostraron indicios de en-contrarse en mala condición corporal. Por el contrario, la mayor parte de los cer-nícalos vulgares accidentados eran jóvenes. La mayoría de los accidentes debuitre leonado con fecha conocida tuvieron lugar en días despejados y con vien-tos flojos o moderados (Barrios & Rodríguez 2004).

Seis aves (cinco buitres leonados y un cernícalo vulgar) se encontraron vi-vas y se llevaron a un centro de recuperación. La frecuencia de aparición de dis-tintos tipos de heridas se muestra en la Tabla 1. La parte del cuerpo de los bui-tres leonados que mostraba heridas con mayor frecuencia fueron las alas, cuyafractura o amputación afectó a menudo a la parte distal de la ulna y del radio


(15 casos, 52% del total de heridas en las alas). Otros tipos de heridas se pro-dujeron con baja frecuencia. La mitad de los cadáveres de cernícalo vulgar fue-ron seccionados en trozos por las aspas de las turbinas (Tabla 1).

Tabla 1. Frecuencias de distintos tipos de heridas en aves registradas en losparques eólicos PESUR y E3. Se incluyen datos de 12 buitres leonados halla-dos antes de que comenzara el periodo de estudio.

Tipo de herida Buitre leonado Cernícalo vulgarNúmero de aves % Número de aves %

Pico o cráneo rotos 3 7,1 0 0,0Decapitado 3 7,1 5 41,6Cuello roto 2 4,7 0 0,0Heridas en el cuerpo 3 7,1 0 0,0Cuerpo partido en dos 4 9,5 0 0,0Ala(s) rotas o seccionadas 28 66,6 8 66,6Sin cola 2 4,7 2 16,6Pata(s) rotas o seccionadas 5 11,9 2 16,6Desmembramiento múltiple 7 16,6 6 50,0

A pesar de que la longitud total de las filas de turbinas (9,5 km) fue más cor-ta que la longitud de las secciones que se inspeccionaron bajo el tendido eléc-trico, no se encontró ningún ave planeadora muerta a lo largo de éste. Por tan-to, se rechazó la hipótesis de que las bajas registradas en cada tipo de estructuralineal fueron proporcionales a su longitud. Estos resultados sugieren que, en elárea de estudio, los aerogeneradores podrían ser más peligrosos para las avesque los tendidos eléctricos.

Los tamaños muestrales permitieron examinar la distribución de frecuenciasde las distancias de los cadáveres a las líneas de turbinas sólo para el buitre le-onado y el cernícalo vulgar. En ambas especies, el número de aves muertas de-creció con la distancia a las turbinas, de forma más acusada en el caso del cer-nícalo vulgar (Figura 1).

La tasa de mortalidad conjunta para los dos parques fue de 12 buitres leona-dos por año y 100 turbinas, y de 14 cernícalos vulgares por año y 100 turbinas. Latasa de mortalidad para otras especies de aves planeadoras como el milano negroo la culebrera europea fue inferior a 1 individuo por año y 100 turbinas. La fre-cuencia de accidentes también difirió notablemente entre parques eólicos: 36 avesplaneadoras por año y 100 turbinas en PESUR, un orden de magnitud mayor quela tasa calculada en el parque E3 (3 aves planeadoras por año y 100 turbinas; Ba-rrios & Rodríguez 2004). El número de bajas por turbina y año en E3 fue muchomás bajo que en PESUR (test de bondad de ajuste, X2 = 37.3, g.l.=1, p < 0.001).


Figura 1. Distribución de distancias de las aves muertas a las líneas de turbi-nas. Se incluyen datos de siete buitres leonados hallados antes de que comen-zara el periodo de estudio.

Teniendo en cuenta que el esfuerzo de búsqueda se dirigió sólo a aves de me-diano y gran tamaño, la tasa de muertes por turbina y año en Tarifa fue notable,mayor que la registrada en estudios similares realizados en otras áreas (Howell& Noone 1992, Orloff & Flannery 1992). Además existe evidencia de que el nú-mero de colisiones fue mayor que el número de cadáveres encontrados. Porejemplo, observamos cómo un buitre leonado, tras ser golpeado por el aspa deuna turbina, siguió volando pero rápidamente perdió altura hasta que cayó alsuelo en un valle a más de 1 km de distancia del aerogenerador. Por esta razón,claramente subestimamos las tasas de mortalidad de las aves por colisión. To-das las aves planeadoras que colisionaron con la turbinas están clasificadas co-mo amenazadas en España, mientras que otras como el cernícalo primilla apa-recen en la categoría “vulnerables” (Blanco & González 1992). Aunque losdatos disponibles no permiten cuantificar el efecto de la mortalidad por colisiónsobre las poblaciones, la pérdida acumulada de especies amenazadas debe con-siderarse como un problema de conservación potencialmente grave.

El buitre leonado y el cernícalo vulgar son especies residentes en el área deestudio. Los accidentes de ambas especies sucedieron en la época del año enque el tamaño de sus respectivas poblaciones locales fue mayor: invierno en elcaso del buitre leonado (65% de los accidentes), y los meses de julio y agostoen el caso del cernícalo vulgar (Barrios & Rodríguez 2004). El basurero de Ta-rifa, que atraía a gran número de buitres leonados y de otras aves, fue cerradoen junio de 1994. Aunque su clausura no resultó en un descenso del número de

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Distancia (m)

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6

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Buitre leonado

Cernícalo vulgar


buitres en el área de estudio, la tendencia que los buitres mostraban por con-centrarse en el lugar antes ocupado por el basurero fue desapareciendo gradual-mente. La elevada densidad de buitres en la región tuvo que ver más bien conla existencia de una población reproductora de gran tamaño y la presencia re-gular de carroña en el campo.

Considerando el enorme número de aves migratorias presentes en el Campode Gibraltar durante los pasos prenupcial y postnupcial en los dos parques eóli-cos estudiados, la incidencia de las colisiones sobre las aves migratorias puedeconsiderarse despreciable. Esto es consistente con el hecho de que una fracciónmuy pequeña de aves migratorias se acercó a las filas de turbinas (Tabla 2). Conlas condiciones meteorológicas registradas durante las épocas de paso en 1994,las turbinas de los dos parques eólicos no interfirieron de forma significativacon las rutas utilizadas por las aves migratorias. Un punto importante de pasose encontraba muy cerca del parque E3, pero afortunadamente no se emplazóningún aerogenerador en ese lugar. En PESUR, las aves migradoras normal-mente pasaron muy por encima de las turbinas. Volaron a veces a menor altura,con vientos moderados o fuertes, pero en estos casos se concentraron a lo largode los valles, lejos de las cimas donde se encontraban las turbinas.

¿POR QUÉ COLISIONAN LAS AVES?

Para aislar los factores que favorecen las colisiones de las aves con las as-pas, observamos y caracterizamos el comportamiento de vuelo de las aves pla-neadoras (Barrios & Rodríguez 2004). La unidad de observación fue cada avedetectada a menos de 250 m de las turbinas. Para cada avistamiento registramosla especie del ave, su posición dentro del parque eólico, si el rotor de las turbi-nas estaba en movimiento, la dirección y velocidad del viento (a partir de esta-ciones meteorológicas situadas en los propios parques), la nubosidad, la visibi-lidad, la altura y dirección del vuelo, el tipo de vuelo, y la distancia entre el avey la turbina más próxima. Distinguimos tres tipos de vuelo: 1) Directo: las aves se acercaban a una fila de turbinas siguiendo una trayecto-

ria lineal desde cualquier dirección y cruzaban entre o sobre las turbinas. 2) Cicleo: las aves trazaban trayectorias espirales, sustentadas por las corrien-

tes ascendentes de la ladera expuesta al viento, con objeto de ganar altura3) De ladera: vuelos paralelos a la fila de turbinas sin ganar altura. Una variante

de este tipo de vuelo fue “flotar”, en el que las aves permanecían estáticas osólo realizaban pequeños movimientos laterales suspendidas en fuertes co-rrientes ascendentes, a veces durante periodos prolongados. No se perdió contacto visual con las aves hasta que salieron de una banda de

250 m a ambos lados de la línea de turbinas y, si durante el periodo de obser-vación el ave focal pasó volando a menos de 5 m de una turbina en movimien-to, consideramos que se produjo una situación de riesgo. Se denominó índice deriesgo al cociente entre el número de situaciones de riesgo y el número de ob-servaciones (Barrios & Rodríguez 2004).


Observamos el comportamiento de 14.524 aves que entraron en la banda de250 m a ambos lados de las turbinas. La mayor parte de estas aves (65%) eranmigradoras, y sólo una fracción muy pequeña estuvo implicada en situacionesde riesgo: 0,7% en los pasos prenupcial y postnupcial en PESUR, y ningún aveen E3 (Tabla 2). Las 5.022 aves restantes (35%) eran residentes, de las cuáles el96% fueron buitres leonados. La proporción total de situaciones de riesgo paralas aves residentes fue sustancial: 17% para el buitre leonado, 20% para el cer-nícalo vulgar, y 12% para la culebrera europea. Además, la frecuencia de situa-ciones de riesgo en PESUR tendió a ser mayor que en E3. Las cifras fueron 20%(n = 3.812) y 6% (n = 997) para el buitre leonado, respectivamente. Los valo-res para la culebrera europea fueron 15% (n = 40) y 0% (n = 9), respectiva-mente. Sin embargo, los valores para el cernícalo vulgar mostraron el patrón in-verso, 19% in PESUR (n = 119) y 33% in E3, aunque este último porcentaje seobtuvo a partir de un número muy pequeño de observaciones (n = 6).

Dado que los buitres leonados estuvieron implicados en el grueso de las si-tuaciones de riesgo observadas, nos limitaremos a esta especie al analizar conmás detalle las causas potenciales del riesgo. Durante el invierno, el índice deriesgo medio mensual (0,58) fue mayor que durante el resto del año (0,24), demanera que existe una fuerte correlación estacional entre índice de riesgo y tasasde mortalidad. Durante el otoño y el invierno, los buitres tendieron a ausentarsetemporalmente de los parques eólicos durante periodos de 3 ó 4 días consecuti-vos. Esto puede deberse a la presencia de carroñas en otras áreas (Donázar 1993).

Los aerogeneradores se ponían en movimiento sólo cuando la velocidad delviento era superior a 4,5 m/s. Con las turbinas en funcionamiento, el índice deriesgo en PESUR disminuyó significativamente a medida que aumentaba la ve-locidad del viento (Figura 2; ver análisis en Barrios & Rodríguez 2004). Estarelación no apareció en E3 donde, en promedio, el índice de riesgo fue muchomenor que en PESUR con independencia de las condiciones de viento. El índi-ce de riesgo varió con el comportamiento de vuelo de los buitres (Figura 3). Losvuelos de cicleo estuvieron asociados con un uso frecuente del espacio adya-cente al rotor, sobre todo en PESUR. La probabilidad de acercarse a las turbi-nas en funcionamiento disminuyó cuando los buitres se desplazaban en vuelodirecto y, aún más, en vuelos de ladera paralelos a las filas de turbinas (Figura3). Estas diferencias del índice de riesgo según el tipo de vuelo fueron signifi-cativas (Barrios & Rodríguez 2004). En el parque E3 encontramos un patróndistinto, caracterizado principalmente porque el cicleo estuvo asociado a un pe-ligro de colisión relativamente bajo (Figura 3). De nuevo, en E3 los valores ab-solutos del índice de riesgo fueron considerablemente más bajos que en PE-SUR, cualquiera fuese el tipo de vuelo de los buitres. Por último, y como cabíaesperar, los buitres que entraron en el área de observación a la altura de las tur-binas o por debajo de su nivel llegaron a volar a menos de 5 m del rotor con unafrecuencia mucho mayor (el doble en E3; cuatro veces más en PESUR) que losbuitres que inicialmente volaban por encima del rotor. Además, resultó intere-sante notar que en PESUR los vuelos que comenzaban por debajo de la alturadel rotor terminaban conduciendo a los buitres cerca de los molinos exclusiva-



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mente cuando el viento era flojo o moderado, pero no cuando el viento era fuer-te (Barrios & Rodríguez 2004).

Figura 2. Índice de riesgo (frecuencia de vuelos registrados a <5 m de las as-pas) para el buitre leonado en función de la velocidad del viento en los parqueseólicos E3 y PESUR. Las categorías en que se clasificó la velocidad del vientoson: WS1: 4,6–8,5 m/s, WS2: 8,6–12,5 m/s, y WS3: >12,6 m/s. En PESUR, lostamaños de muestra fueron: WS1 (n=1.099), WS2 (n=800), WS3 (n=1.202).EnE3, los tamaños de muestra fueron: WS1 (n=560), WS2 (n=62), WS3 (n=121).

El vuelo directo que comienza por debajo del nivel de las aspas es una de lasmaneras más peligrosas de cruzar la línea de turbinas, ya que los buitres no re-accionan para evitar el rotor y cruzan entre dos máquinas adyacentes dando lu-gar a una situación de riesgo. Los vuelos para ganar altura son peligrosos cuan-do los buitres empiezan cicleando por debajo del nivel de las turbinas y, almismo tiempo, la fuerza de la corriente de aire sustentadora les permite alcan-zar la cima de la ladera pero no es suficiente para que asciendan por encima delnivel del rotor. Con velocidades del viento por debajo de 8,5 m/s, esta situaciónes mucho más frecuente en PESUR que en E3. Esta diferencia de riesgo podríaexplicarse porque, para una fuerza del viento dada, las corrientes ascendentesque se forman en las pendientes acusadas de E3 son más fuertes que las que seproducen en las pendientes suaves de PESUR, permitiendo de este modo quelos buitres ganen altura más fácilmente en E3 y se reduzca la probabilidad deque se sucedan situaciones de riesgo (Barrios & Rodríguez 2004). Además, losvuelos de cicleo que comienzan por debajo del nivel del rotor son 5,3 y 7 veces

WS1 WS2 WS3

Velocidad del viento

0

5

10

15

20

25

30

35

40

Índi

ce d

e ri

esgo

(%

)

PESURE3


más frecuentes que los vuelos directos en PESUR y E3, respectivamente. Dichode otro modo, la diferencia en el número de accidentes que se producen en ca-da parque eólico parece ser resultado de las diferencias en el índice de riesgo,que refleja el uso diferencial que hacen los buitres de los vientos de ladera encada parque que, a su vez, viene determinado en último término por la interac-ción entre viento y relieve en cada localidad.

Figura 3. Índice de riesgo asociado con distintos tipos de vuelo de buitre leo-nado en los parques eólicos de PESUR y E3. Tamaños de muestra en PESUR:Cicleo (n=1.145), Directo (n=1.724), Ladera (n=970). Tamaños de muestra enE3: Cicleo (n=199), Directo (n=372), Ladera (n=406).

Después de ver miles de aves planeadoras durante cientos de horas de ob-servación, nuestra impresión es que los buitres leonados tienen un excelentecontrol del vuelo. Usan esta capacidad para volar muy cerca de los aerogenera-dores, sin mostrar ninguna reacción aparente a los mismos. Los buitres leona-dos pasaron una y otra vez a través del estrecho espacio que queda entre dos tur-binas adyacentes en funcionamiento, controlando cuidadosamente su direcciónde vuelo, mirando a un lado y al otro y, si el viento era muy fuerte, dejándosellevar por él hacia atrás con la cabeza apoyada en su dorso. No observamos niun solo caso de clara desestabilización de la trayectoria de vuelo en buitres ci-cleando alrededor de las turbinas. Los buitres se movieron con frecuencia entrelos lados de barlovento y sotavento de la cima a la altura de las turbinas, ex-puestos a condiciones de turbulencia supuestamente distintas, mostrando ungran control de movimientos. No obstante, la distribución de las heridas en aves

Cicleo Directo Ladera

Tipo de vuelo

0

5

10

15

20

25

30

Índi

ce d

e ri

esgo

(%

)

PESURE3


accidentadas sugiere que muchas colisiones podrían empezar con un contactoentre la parte distal del ala y la punta de un aspa tras una pequeña desviación dela trayectoria de vuelo. Por tanto, pese a su alto grado de control del vuelo, eluso intenso que los buitres hacen de las líneas de turbinas termina produciendoun número relativamente alto de colisiones.

En resumen, las aves planeadoras utilizan los vientos de ladera para ganar al-tura, y así poder moverse de un lugar a otro y buscar alimento. La presencia deturbinas no parece alterar de forma apreciable la conducta de las aves. La peli-grosidad de un área determinada dentro de un parque eólico depende de cómo secomportan las aves allí, del modo en que usan los vientos de ladera y, sobre todo,de las interacciones locales entre viento y topografía (Barrios & Rodríguez 2004).

El hecho de que los parques eólicos existentes en el Campo de Gibraltar enel momento de realizarse este estudio (1995) tuvieran relativamente poco efec-to sobre las aves migratorias no implica que las instalaciones de energía eólicasean inocuas para la migración de las aves, tal como se ha concluido errónea-mente en varias evaluaciones de impacto ambiental. El grado en que un nuevoproyecto de parque eólico suponga una amenaza para las aves residentes y mi-gratorias dependerá de la conducta de las aves en la localidad donde se preten-de emplazar. Por este motivo, todo nuevo proyecto de parque eólico debe ir pre-cedido de un estudio detallado del comportamiento de las aves en el lugarpreciso donde se propone su construcción, lo que permite mejorar su diseño conobjeto de minimizar la probabilidad de mortalidad de aves por colisión con losaerogeneradores.

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Capítulo 14

USO DE DATOS PARA DESARROLLAR MEDIDAS CORRECTORAS DEL IMPACTO SOBRE

LAS AVES PROVOCADO POR LA INSTALACIÓN DEPARQUES EÓLICOS

GREGORY D. JOHNSONM. DALE STRICKLAND

WALLACE P. ERICKSON DAVID P. YOUNG, JR.

Western EcoSystems Technology, Inc.,2003 Central Avenue,

Cheyenne, Wyoming 82001, USA.

RESUMEN

Aunque la industria eólica tenga fama de no perjudicar al medio ambiente,se ha asociado la construcción de parques eólicos con la muerte de aves porcolisión con las turbinas o con estructuras anejas, así como con el desplaza-miento de las aves fuera de sus hábitats al modificarlos y/o como consecuenciade las molestias. Para minimizar o eliminar impactos inaceptables, es necesa-rio desarrollar medidas correctoras basadas en datos irrefutables. Muchas me-didas correctoras que se están adoptando en la actualidad se basan en datosanecdóticos o bien carecen de suficiente evidencia en que sostenerse. Algunastécnicas que se han considerado apropiadas para reducir los accidentes deaves en los parques eólicos son pintar las aspas para hacerlas más visibles, ins-talar dispositivos que eviten que las aves se posen en las turbinas, cerrar lasgóndolas, utilizar torres tubulares, eliminar las torres de mástil tensado, y usarturbinas sin señalización luminosa. Modificar la altura y el área de barrido delrotor también puede tener consecuencias sobre la tasa de mortalidad por coli-sión. Una selección cuidadosa del emplazamiento del parque eólico y de lasturbinas y otras estructuras asociadas dentro del mismo, que evite las áreas uti-lizadas por las aves con más frecuencia, también puede paliar los impactos. Sien una planta eólica en funcionamiento se produce una mortalidad de aves in-aceptablemente elevada, este impacto podría corregirse haciendo el área me-nos atractiva para las rapaces mediante la reducción de la densidad de presasy mejorando la calidad de su hábitat en zonas alejadas del parque eólico. Aun-que se han propuesto muchas medidas correctoras, la eficacia de la mayoría deellas apenas ha sido contrastada, o esto se ha hecho sólo a pequeña escala. Eldiseño de medidas correctoras y la comprobación de su eficacia deben ser es-

pecíficos para cada parque, ya que no siempre medidas útiles en una planta eó-lica y para determinada especie lo son en otros parques y para otras especies.Debido a las diferencias entre zonas, es necesario evaluar las medidas correc-toras de manera objetiva utilizando datos rigurosos antes de la recomendaciónrutinaria para su aplicación en nuevos parques eólicos o en los ya existentes.Las medidas diseñadas para prevenir los impactos deberían tener prioridad so-bre las medidas reductoras del impacto y sobre las medidas compensatorias.

INTRODUCCIÓN

Aunque tenga fama de ser ambientalmente sostenible, la industria eólica hasido asociada con la muerte de aves por colisión con las turbinas y estructurasanejas. Basándose en una revisión de estudios sobre las interacciones entreenergía eólica y aves realizados en Estados Unidos, y en una previsión de unas15.000 turbinas operativas a finales de 2001 en Estados Unidos, Erickson et al.(2001) estimaron que alrededor de 33.000 aves podrían morir cada año por co-lisión con los aerogeneradores en Estados Unidos. En Europa también se pro-duce mortalidad directa de aves por colisión en las plantas eólicas, pero se con-sidera que la pérdida de hábitat provocada por las molestias de las turbinasoperativas ejerce un impacto aún mayor sobre las aves. Varios grupos de aves,por ejemplo las anátidas, limícolas y paseriformes, reaccionan a molestias pro-ducidas por las turbinas a distancias que van desde los 250 m hasta los 800 m(Winkelman 1989, Peterson & Nohr 1989, Vauk 1990, Winkelman 1990, Pe-dersen and Poulsen 1991, Winkelman 1992a). Recientemente se ha documenta-do también en Estados Unidos el fenómeno del desplazamiento de ciertos gru-pos de aves asociado a algunos parques eólicos (Leddy 1996, Osborn et al.1998, Johnson et al. 2000a, 2000b). Para minimizar o eliminar aquellos impac-tos inaceptables, las medidas correctoras tienen que apoyarse sobre datos irre-futables, pero en la práctica muchas de estas medidas se basan en datos anec-dóticos, inadecuados o inexistentes.

MEDIDAS PARA CORREGIR EL IMPACTODE LAS PLANTAS EÓLICAS

A pesar de que la definición de medidas correctoras difiera según el contex-to, aquí desglosaremos este término en tres tipos: (1) modificación de las turbi-nas, torres meteorológicas y otras estructuras asociadas para eliminar o reducirla mortalidad por colisión; (2) modificación del emplazamiento de todo el par-que eólico, o de determinadas turbinas dentro del parque, para reducir la fre-cuencia de colisión y los impactos derivados del desplazamiento de la fauna, y(3) modificación del hábitat para cambiar su uso por parte de la fauna (por ejem-plo, reducir la abundancia de presas en un complejo eólico, o mejorar el hábitatde nidificación de las rapaces fuera de los parques eólicos).


MODIFICACIÓN DE LAS ESTRUCTURAS

Durante años los científicos han intentado reducir la mortalidad de aves porimpacto con varias estructuras de origen humano (Weir 1976, Avery 1978,EPRI 1993, APLIC 1994, Ferrer & Janss 1999). Sin embargo, aunque se hayanproducido avances en la comprensión y solución de los problemas de colisióncon algunas estructuras, nuestros conocimientos sobre las colisiones de lasaves con las turbinas siguen siendo muy limitados. En Europa se realizaronmuchos estudios pioneros sobre los parques eólicos (California Energy Com-mission [CEC] 1996), pero esos estudios se centraron más en documentar lasmolestias provocadas por las plantas eólicas que en buscar formas de reducirla mortalidad por colisión. Las primeras plantas eólicas construidas en Europacontaban con menos de 10 turbinas y, por tanto, el problema de las colisionesno suscitó nunca mucho interés, ni se hicieron grandes esfuerzos para reducirla mortalidad.

Conforme ha ido aumentando la preocupación y la controversia por la cre-ciente mortalidad de aves en los parques eólicos, se han ido realizando nuevosestudios, algunos de los cuales han concluido recientemente. La mayoría deellos han evaluado la mortalidad y las molestias, el comportamiento de vuelo ylos factores implicados en la mortalidad de aves (CEC 1996). Sólo unos pocosse han ocupado de las técnicas para reducir la mortalidad. Entre estas técnicas,podemos citar pintar las turbinas para hacerlas más visibles, instalar dispositi-vos que impidan que las aves se posen sobre las turbinas, cerrar las góndolas yusar torres tubulares. Los datos proporcionados por las observaciones de vueloscontrolados de palomas en los parques eólicos y los estudios de capacidad sen-sorial de las rapaces se han utilizado para evaluar las conductas de evitación ypara determinar qué estímulos visuales y acústicos son más eficaces para quelas turbinas sean reconocidas como obstáculos y, en consecuencia, sean evita-das por las aves (Anderson et al. 1999, McIsaac 2001).

El hábito de las rapaces de posarse en las turbinas explica en buena parte lastasas de mortalidad más elevadas (Hunt 1994, Orloff & Flannery 1996). Estu-dios cuantitativos de comportamiento señalan que el uso de cubreposaderos re-duce este comportamiento un 54% (Nelson & Curry 1995). Existe acuerdo enque la forma más eficaz de reducir esta frecuencia es instalar turbinas de torrestubulares, que no ofrecen soportes adecuados para que las rapaces se posen(Hunt 1994, Nelson & Curry 1995). Resulta intuitivo suponer que la elimina-ción de los lugares aptos para posarse en las turbinas suponga una reducción enla mortalidad, especialmente de aves rapaces. De ahí que muchas nuevas insta-laciones eólicas hayan adoptado el modelo tubular como el único tipo de torre.Sin embargo, sorprendentemente, no todos los datos recogidos en los parqueseólicos respaldan esta premisa. Un estudio a gran escala sobre mortalidad deaves en Altamont, California, donde funcionan más de 5.000 aerogeneradores,reveló que las turbinas de torres tubulares generaban una tasa de colisión anualmás alta (0,22/año) que las torres de celosía diagonal (0,11/año) o las turbinasde eje vertical (0,19/año); sin embargo, otros factores como la pendiente, la to-


pografía y la presencia de presas jugaban un papel más importante en la morta-lidad por colisión que el tipo de turbina (Thelander & Rugge 2001). Durante losprimeros estudios llevados a cabo en Altamont, Orloff & Flannery (1992) seña-laron que las tasas de colisión más altas se registraban en aerogeneradores contorres de celosía horizontal, cuya base ofrecía un buen posadero para las rapa-ces. Estudios posteriores encontraron una tasa de mortalidad más elevada enaquellas zonas del parque eólico donde no había este tipo de torre (Thelander &Rugge 2001).

Los datos de altura de vuelo recogidos durante un estudio de cuatro años deduración en el parque eólico de Buffalo Ridge, Minnesota, pusieron de mani-fiesto que las turbinas más altas podían conllevar menor riesgo para algunasaves que las turbinas más bajas, dado que la mayoría de las aves observadas du-rante los muestreos diurnos volaban por debajo de la altura de barrido del rotor(Johnson et al. 2000a). Los muestreos diurnos proporcionan ante todo datos so-bre especies residentes durante la estación reproductora. Sin embargo, las tasasde mortalidad registradas en las turbinas más altas (cuyo área de barrido del ro-tor es más amplia) fueron el triple que las registradas en turbinas de menor al-tura; la mayoría de las colisiones se observaron durante la migración primave-ral en condiciones meteorológicas adversas (Johnson et al. 2002). Hay que sercautos al extrapolar a todas las aves el posible efecto de la altura de la turbinacomo factor de riesgo a partir de alturas de vuelo registradas durante el día, quedifieren de las alturas de vuelo de los migrantes nocturnos en condiciones me-teorológicas cambiantes. Los estudios preliminares no encontraron una relaciónentre mortalidad de aves y altura de las turbinas en Altamont Pass, un parqueeólico que presenta muchos tipos de turbinas distintos (Orloff & Flannery1996). En estudios posteriores se registró una mayor tasa de colisión de águilasreales (Aquila chrysaetos) en turbinas pequeñas (CEC 2001). Todos estos estu-dios trataron de esclarecer las diferencias de riesgo entre tipos de turbina en fun-ción de la altura de barrido del rotor, pero no del área de barrido del rotor, quetambién influye sobre el riesgo de colisión (Howell 1997).

Tucker (1996a, 1996b) desarrolló un modelo teórico para predecir la morta-lidad de aves en parques eólicos. En este modelo, los factores principales queafectan a la mortalidad son el número de aspas (cuanto menos, menor mortali-dad) y la velocidad periférica (cuanto más baja, menor mortalidad); el modelono contempla el factor área de barrido del rotor. El modelo predice que a medi-da que aumenta la longitud de las aspas, el riesgo de colisión por unidad deenergía producida parece disminuir (Nelson & Curry 1995). Aunque el modelode Tucker no contemplaba el área de barrido del rotor como fuente de riesgo,estudios llevados a cabo en parques con varios tipos de turbinas sugerían que latasa de mortalidad de rapaces en aerogeneradores con mayor área de barrido delrotor era similar o inferior que en aerogeneradores con menor área de barridodel rotor (Howell 1995, CEC 2001). Otros estudios realizados en California, encambio, no aclaran este punto: los resultados obtenidos por Howell (1997) nomuestran correlación significativa entre el tamaño del área de barrido y la mor-talidad de aves, mientras que otro estudio demuestra lo contrario (Orloff &


Flannery 1996). Si se demuestra que las turbinas con mayor área de barrido pro-vocan menor mortalidad de aves, se podrían reemplazar las turbinas más pe-queñas por turbinas de mayor tamaño, lo que supondría una reducción de lamortalidad produciendo la misma o mayor cantidad de electricidad. Por otro la-do, aunque el uso de turbinas más grandes reduciría la mortalidad de aves ra-paces, el riesgo potencial para los paseriformes migrantes nocturnos aumentacon la altura de los aerogeneradores (McCrary et al.1984). Según Ugoretz(2001), el número más elevado de colisiones de migrantes nocturnos se produ-ce en torres de la red de telefonía móvil con más de 120 m, una altura a la quese aproximan algunas de las turbinas de nueva generación que producen ener-gía en el orden de megavatios. Puesto que las diferencias en las tasas de morta-lidad atribuibles al área de barrido del rotor y a la altura de las turbinas no sonconstantes entre áreas de estudio, los datos utilizados para diseñar un parque eó-lico y corregir su impacto deben proceder del sitio donde se emplace el parque,y centrarse en las especies o grupos más expuestos a riesgos.

En algunos parques eólicos, las turbinas están sujetas por cables tensores. Alser estos cables pocos visibles, en un principio los investigadores especularonque su potencial peligrosidad para las aves podría ser incluso mayor que la delas propias palas en movimiento (Bonneville Power Association [BPA] 1987),especialmente en condiciones de escasa visibilidad (Jones & Stokes 1987). Sinembargo, un estudio realizado en California sugirió que los cables tensores nonecesariamente suponían una mortalidad añadida de aves (Orloff & Flannery1992). Entre los cinco tipos de turbinas estudiadas, estos autores encontraronlos menores índices de mortalidad en los dos tipos de turbinas con cables ten-sores, las de eje vertical y las de tubo anclado.

Los cables tensores no se utilizan actualmente para sujetar las turbinas, peroson un elemento corriente en las torres meteorológicas de los parques eólicos.En el estudio de Orloff & Flannery (1992) en California, no se registraron coli-siones en ninguna de las 48 torres meteorológicas muestreadas, la mayoría delas cuales estaba sujeta con cables tensores. Otros estudios, en cambio, han do-cumentado colisiones de aves en torres meteorológicas con cables tensores.Uno de los primeros estudios llevados a cabo en Wyoming registró varias coli-siones con los cables de la misma torre meteorológica, sobre todo de paserifor-mes (Bureau of Reclamation 1984). En Solano County, California, se encontra-ron dos paseriformes muertos debajo de una torre meteorológica con cablestensores (EPRI 1985). Otros estudios en Minnesota (Johnson et al. 2000a) y Eu-ropa (Winkelman 1992b) han documentado también la muerte de aves proba-blemente causada por los cables de estas torres. En la planta eólica de FooteCreek Rim en Wyoming, el número de colisiones registradas en las torres me-teorológicas con cables tensores fue aproximadamente seis veces mayor que laregistrada en turbinas de altura similar (Johnson et al. 2000b). Con todos estosdatos, los promotores eólicos planean reducir al máximo el uso de torres mete-orológicas en las ampliaciones de las plantas eólicas (Strickland et al. 2001).Siempre que sea posible, habría que utilizar torres meteorológicas de celosía ytubulares, que no necesitan soporte.


En caso de que no se pueda evitar el uso de torres meteorológicas o turbinascon cables tensores, sería conveniente seguir los siguientes pasos para reducirla mortalidad por colisión: (1) limitar al máximo el número de torres meteoro-lógicas; (2) aumentar la visibilidad de los cables marcándolos convenientemen-te con dispositivos de desvío de vuelo (BFDs) (ver más abajo); (3) limitar al má-ximo la altura de las torres meteorológicas; (4) evitar iluminar las torresmeteorológicas y las turbinas a menos que lo dispongan las autoridades de na-vegación aérea; (5) si así fuera, utilizar luz estroboscópica antes que luces rojasparpadeantes o fijas; y (6) usar torres meteorológicas sin cables tensores, mejorsi son de tipo tubular.

Los resultados preliminares de experimentos diseñados para esclarecer laeficacia de pintar las aspas de las turbinas han sido alentadores (Howell et al.1991, McIsaac 2001): sin embargo esos resultados aún no se han contrastado agran escala. Howell et al. (1991) encontraron una tendencia no significativa deque las aspas pintadas pudieran reducir la mortalidad. Las investigaciones rea-lizadas con ejemplares cautivos de cernícalo americano (Falco sparverius) ygavilán colirrojo (Buteo jamaicensis) indican que determinados patrones de di-bujo pueden aumentar la visibilidad de las aspas en condiciones diversas, mien-tras que diseños menos cuidados la pueden disminuir. Según los resultados delos experimentos de McIsaac (2001), en los que se pintaron las aspas con variosdibujos (ver Figura 1), el patrón recomendado sería el de unas ondas cuadradasblancas y negras que cubran el aspa en su totalidad.

Hodos et al. (2001) apuntaron que la difuminación del contorno de las aspasque se produce por su propio movimiento disminuye la capacidad de las avespara distinguirlas. Este fenómeno se produce cuando el contorno de un objetose difumina al aumentar la velocidad con la que pasa por la retina de forma pro-gresiva. En el caso de las turbinas eólicas, la difuminación por movimiento su-cede fundamentalmente en las puntas de las aspas, convirtiéndolas práctica-mente en objetos transparentes cuando giran a alta velocidad (Hodos et al.2001). Los patrones de dibujo que contrarrestan la difuminación por movi-miento aumentan la visibilidad de las turbinas a una distancia a la que las avesrapaces tienen tiempo de maniobrar y alejarse de las aspas. Según estudios conrapaces cautivas, el patrón más eficaz para este fin sería el de una aspa pintadaíntegramente de negro entre dos aspas pintadas de blanco (Hodos et al. 2001).

Otros experimentos han revelado que las aves pueden detectar señales de mi-croondas, y Kreithen (1996) sugirió su uso para alertar a las aves de la presen-cia de obstáculos peligrosos. Las ventajas de este sistema son múltiples: la se-ñal se desplaza a la velocidad de la luz, atraviesa las nubes y la niebla, funcionade día y de noche, y no es preciso que las aves estén mirando al objeto para re-cibir la señal. El problema reside en que, si el ave no relaciona esta señal con elpeligro, simplemente terminará sabiendo que allí hay un obstáculo y no nece-sariamente aprenderá a evitarlo. Otro problema es que la instrumentación paraesta técnica no está del todo desarrollada. Los estudios de Dooling (2001) su-gieren que modificaciones menores en la estructura acústica de las aspas las ha-rían más audibles para las aves, sin que esto contribuyese a aumentar el nivel


global de ruido. Otras técnicas propuestas para reducir la mortalidad de aves,aún sin suficiente contraste, son por ejemplo el uso de materiales luminescen-tes o fosforescentes visibles para las aves que vuelan por la noche (Avery 1978,Brown 1993).

No menos de 30 especies de aves pueden detectar la luz ultravioleta (Ben-nett & Cuthill 1994), una longitud de onda no percibida por el ojo humano. Lamayoría de las aves diurnas, rapaces incluidas, pueden probablemente perci-birla (Jacobs 1992), pero no está claro que las especies nocturnas tengan estacapacidad (Jacobs 1992, Koivula et al. 1997). La visión UV es potencialmenteimportante en muchos aspectos de la vida de las aves, por ejemplo, la selección


Figura 1. Comparación de los diseños en las aspas para determinar la visibi-lidad de los patrones por el cernícalo americano (de McIsaac 2001).

sexual, la defensa antipredadora, la alimentación, la orientación y la migración.Pintar las aspas de las turbinas con barniz que refleja la luz ultravioleta podríareducir potencialmente las colisiones de aves al hacerlas más visibles. Para con-trastar esta hipótesis, se han recubierto las turbinas de la planta eólica de FooteCreek Rim en Wyoming con pintura convencional (que no refleja la luz ultra-violeta) y con pintura que refleja la luz ultravioleta. Actualmente se están eva-luando los cambios en el riesgo de colisión provocados por este tratamiento me-diante análisis estadísticos (diseño referencia/impacto) del comportamiento, eluso y la mortalidad a distintas distancias de las turbinas con y sin pintura re-flectante (Strickland et al. 2001).

La eficacia de la iluminación nocturna no ha sido suficientemente contrasta-da en estructuras artificiales. Los estudios de torres u objetos iluminados indi-can que la luz, más que repeler a las aves, las atrae o desorienta (Cochran &Graber 1958, Herbert 1970, Weir 1976, Crockford 1992, APLIC 1994). Esto esespecialmente problemático para los migrantes nocturnos (sobre todo paserifor-mes) en condiciones de escasa visibilidad. Los distintos tipos de luz atraen endistinto grado a las aves y tienen efectos diferentes sobre su orientación. Variosestudios han demostrado que sustituyendo luces fijas por luces intermitentespuede reducirse o eliminarse la mortalidad por esta causa (Weir 1976, Jaroslow1979, EPRI 1985, APLIC 1994). Además, se ha comprobado que remplazar losfocos de luz blanca por luz de color rojo puede reducir la mortalidad hasta enun 80% (Weir 1976). Quizá esto se deba más a la disminución de la intensidadde la luz que al cambio a una longitud de onda en el espectro del rojo (Weir1976). Avery (1978) encontró que tanto el uso de una luz estroboscópica en lastorres de transmisión, como la instalación de un mecanismo que producía un so-nido de alerta en las torres de televisión, tuvieron un éxito muy limitado en lareducción de las colisiones de aves.

Ugoretz (2001) señala que las aves son más sensibles a la luz roja, e inclu-so se sienten atraídas por ella. El parpadear rápido de una luz estroboscópicablanca no es tan atractivo. Entre los investigadores hay acuerdo en recomendarque no se iluminen las turbinas, siempre que sea posible. Sin embargo en elparque eólico de Minnesota Buffalo Ridge, donde las colisiones más frecuen-tes son de migrantes nocturnos, los estudios señalan que la diferencia en el nú-mero de colisiones producidas en turbinas con y sin luz es mínima. Sólo seisde las 143 turbinas de la planta eólica Lake Benton I están iluminadas (3 en ca-da extremidad de las instalaciones), y sin embargo ninguno de los 20 acciden-tes por colisión documentados estuvo asociado con estas turbinas. De 20 coli-siones registradas en la planta eólica adyacente Lake Benton II, donde sealternan turbinas iluminadas con turbinas no iluminadas con un total de 138 ae-rogeneradores, ocho ocurrieron en turbinas sin luz y 12 en turbinas con luz(Johnson et al. 2000a).

Algunas de las soluciones al problema de las colisiones de aves con otrasestructuras artificiales podrían aplicarse a los aerogeneradores (EPRI 1993,APLIC 1994). Para disminuir las colisiones de aves en las líneas de alta ten-sión parece eficaz la instalación de marcadores aéreos que aumenten la visibi-


lidad de los cables. Muchos estudios han demostrado la utilidad del uso de dis-positivos de desvío de vuelo (BFDs) en las líneas de transmisión para la re-ducción de las colisiones (Bealaurier 1981, Faanes 1987, Koops 1987, Miller1990, Morkill & Anderson 1991, EPRI 1993, APLIC 1994, Brown & Drewien1995). Se han probado dispositivos de visualización de diversos tipos, comolazos, marcadores color naranja aviación, cintas, espirales metálicas vibrato-rias y placas colgantes. Los resultados de varios estudios recientes han mos-trado que los BFDs reducen las colisiones un 54-90% en las líneas de alta ten-sión (Morkill & Anderson 1991, Brown 1993, Koops 1993). Se han utilizadodispositivos de aviso que emiten sonidos o señales visuales disuasorias en ae-ropuertos, cultivos, balsas de desechos mineros, postes eléctricos, torres de te-levisión y vertidos de petróleos, con objeto de alejar a las aves (Avery 1978,DeFusco & Nagy 1983, Knittle & Porter 1988, Marsh et al. 1991, Raevel &Tombal 1991, Koshi et al. 1993). El seguimiento de estos dispositivos ha re-velado que las aves se acostumbran fácilmente a ellos, lo que reduce sustan-cialmente su utilidad a largo plazo.

CORRECCIÓN MEDIANTE UBICACIÓN DE LAS TURBINAS YDE LAS PLANTAS EÓLICAS

Una forma adicional de reducir o corregir los impactos de los parques eóli-cos consiste en elegir cuidadosamente el lugar de emplazamiento de las turbi-nas y otras estructuras asociadas contenidas en los parques. El criterio básico esevitar los lugares de alimentación y descanso, los dormideros, humedales, co-lonias de cría y corredores de vuelo a baja altura. En el contexto de una plantaeólica, la evitación a escala de microhábitat de los lugares frecuentados por ra-paces, como depresiones inundables, cimas, cantiles y cañones, comportaríaprobablemente una reducción del riesgo de colisión (Howell & DiDonato 1991,Orloff & Flannery 1996, Johnson et al. 2000c). Por ejemplo, cinco años antesde la construcción del parque eólico de Foote Creek Rim en Wyoming, se em-pezaron a tomar datos de uso del espacio. Foote Creek Rim es una meseta concortados abruptos en sus lindes oriental y occidental (Figura 2). Los datos deuso del espacio indicaron que las rapaces frecuentaban más los bordes de loscortados que otras partes del área de estudio. Las observaciones de rapaces enel parque eólico se clasificaron en tres categorías: (1) a menos de 50 m del bor-de de los cortados, (2) >50 m del borde de los cortados, y (3) por encima del al-tiplano a >50 m del borde de los cortados (Figura 3). La proporción de rapacesobservadas volando cerca de los cortados a la altura del área de barrido del ro-tor de las turbinas (19 m - 62 m) fue mucho mayor que la de rapaces observa-das lejos de los bordes de los cortados. El uso, mayor de lo esperado, de los bor-des de los cortados, combinado con la tendencia de las rapaces a volar sobreellos a la altura del área de barrido del rotor, condujo a la recomendación de si-tuar las turbinas a >50 m del borde de los cortados, para reducir los factores deriesgo para este grupo de aves (Johnson et al. 2000c).


Figura 2. Posición de las parcelas circulares de observación en los estratos uti-lizados para caracterizar el uso del espacio de las rapaces en relación con elborde de los cortados en Foote Creek Rim, Wyoming.

Las rutas de vuelo trazadas en el mapa de un parque eólico proyectado en elestado de Washington revelaron que el uso del hábitat variaba según las espe-cies. El aguilucho pálido (Circus cyaneus) y el cernícalo americano aparente-mente utilizaban los distintos hábitats del área de estudio de forma homogénea,pero la actividad de las águilas reales y de los gavilanes colirrojos se concen-traba de forma clara alrededor de los bordes de los cortados, siendo la mayoríade las rutas de vuelo paralelas a estos bordes (Erickson et al. 2000). Estos da-tos subrayan la importancia ya mencionada de alejar las turbinas de los corta-


dos. Estas zonas son preferidas por las rapaces probablemente por las corrien-tes verticales de aire generadas por sus características topográficas.

Figura 3. Uso del espacio por rapaces en relación con el borde de los cortadosen Foote Creek Rim, Wyoming.

En Buffalo Ridge, Minnesota, se midió el uso del hábitat en parcelas esco-gidas al azar por todo el parque eólico antes de su construcción. Los datos mos-traron que la densidad de aves en bosques y humedales era claramente mayorque en otros hábitats del área de estudio (Figura 4). Para varios grupos de aves,se observó un descenso en la tasa de uso conforme aumentaba la distancia a bos-ques y zonas húmedas. Además, la mortalidad por colisión aumentaba al acer-carse a los humedales. Los autores de este estudio recomendaron emplazar lasturbinas lo más lejos posible de estos dos tipos de hábitat. Sus recomendacio-


1.25

1.00

0.75

0.50

0.25

0.00

Uso

/km

2U

so/k

m2

Uso

/km

2U

so/k

m2

BordeFuera Encima

Situación en el cortadoBordeFuera Encima

Situación en el cortado

BordeFuera Encima

Situación en el cortadoBordeFuera Encima

Situación en el cortado

Águilas Buteos

1.0

0.8

0.6

0.4

0.2

0.0

Halcones0.5

0.4

0.3

0.2

0.1

0.0

Todas las rapaces2.25

1.50

0.75

0.00

nes fueron que, al hallarse la menor tasa de uso de aves en hábitats como culti-vos, pastos y pastizales de programas de conservación, ubicar las turbinas en es-tos hábitats reduciría el riesgo de muerte para las aves (Johnson et al. 2000a).

Figura 4. Uso (número observado/km2 + intervalo de confianza del 95%) porlas aves de distintos tipos de hábitat en Buffalo Ridge, Minnesota Wind Re-source Area, basado en datos de conteos de aves desde puntos.

La situación de las turbinas dentro de la hilera parece tener también efectossobre la tasa de colisión. Durante los estudios iniciales en Altamont, Orloff &Flannery (1992) registraron mayor mortalidad en las turbinas distales de las hi-leras. Sin embargo, posteriores investigaciones bien concluyeron lo contrario obien no encontraron una diferencia significativa de la mortalidad entre turbinasde la parte terminal y central de una hilera (por ejemplo Thelander and Rugge2001). Thelander & Rugge (2001) descubrieron un nuevo factor ligado a lamortalidad: la tasa de colisión era significativamente más alta en los huecos en-tre turbinas. Por esta razón, las hileras de turbinas que interceptan alguna rutade vuelo conocida, deberían evitar presentar discontinuidades entre turbinas,que posiblemente invitan a las aves a buscar un atajo entre las turbinas en lugarde sobrevolarlas, con el consecuente riesgo de accidentes. Cuando se registrauna mortalidad inaceptable en determinadas turbinas por su ubicación o por


1650

1100

550

0

USO

(nú

mer

o ob

serv

ado/

km2 )

HABITAT

CRP

Cultivos

HenoPast

os

Bosques

Humedales

Otros

otros factores, la única medida correctora es la eliminación de la(s) turbina(s)(ver por ejemplo Gray 2001).

MODIFICACIÓN DEL HÁBITAT

Cuando en un parque eólico se registra una tasa de mortalidad de aves supe-rior a lo aceptable, los datos de uso del parque eólico por parte de las rapacespueden servir para proponer medidas correctoras. Según Smallwood et al.(2001), el número de halcones encontrados muertos en las hileras de turbinas deAltamont se incrementaba conforme aumentaba el número de tuzas de Botta(Thomomys bottae) y ardillas terrestres de California (Spermophilus beecheyi)en sus alrededores. En concreto, el número de tuzas de Botta parecía estar es-pecialmente relacionado con la muerte de muchas rapaces. Estos autores con-cluyeron que disuadir a las tuzas para que abandonaran las inmediaciones de lasturbinas probablemente podría reducir el número de accidentes, pero añadieronque era necesario disponer de evidencia concluyente que documentase la rela-ción entre abundancia de presas y mortalidad antes de emprender medidas decontrol de las poblaciones de tuzas. Otros autores, Hoover et al. (2001), tam-bién encontraron que la disponibilidad de presas era un factor que contribuía ala mortalidad de rapaces en Altamont, aunque no fuera necesariamente el prin-cipal.

En el transcurso de un estudio a largo plazo sobre las poblaciones de águilareal residentes en Altamont, CEC (2001) encontraron que un número significa-tivamente mayor de individuos radiomarcados de águilas reales utilizaba áreascon una elevada concentración de ardillas terrestres de California. Su conclu-sión fue que “el control de ardillas terrestres de California en toda la planta eó-lica reduciría de forma drástica la mortalidad de águilas reales por colisión”. Pa-ra compensar a su vez las consecuencias de esta medida sobre otras especies quetambién dependen de las ardillas (incluidas las mismas águilas) se sugirió fo-mentar la presencia de esta presa fuera del parque eólico, a través de incentivosa propiedades privadas. Una aproximación parecida se adoptó para reducir losdaños a las cosechas producidos por las anátidas, al plantar “cultivos-cebo” pa-ra alejar las aves de los sitios dañados. Otro ejemplo de reducción de las coli-siones a través del manejo de las presas procede de un estudio de una planta eó-lica en proyecto en el estado de Oregon, ocasional área de invernada del pigargoamericano (Haliaeetus leucocephalus). Debido a su comportamiento carroñerodurante los meses fríos, y por situarse la planta eólica en una zona con activi-dad ganadera, se recomendó que el ganado muerto o cualquier fuente potencialde carroñas (por ejemplo los atropellos en carretera) se sacasen de inmediato delparque (Bonneville Power Administration 2001).

También es posible aplicar medidas correctoras de manejo del hábitat y delas presas actuando fuera del parque eólico. Por ejemplo, Gray (2001) sugirióque en California se estaba considerando la posibilidad de mejorar los lugaresde nidificación fuera del área ocupada por la planta eólica para fomentar la re-


producción de las rapaces. El U.S. Fish and Wildlife Service emplea con fre-cuencia esta estrategia para evitar los impactos asociados con otras explotacio-nes, como minas y autovías. En Oregón, se recorren transectos perpendicularesa las hileras de turbinas proyectadas para estimar la abundancia de varias espe-cies de aves de pastizal, incluidas algunas declaradas sensibles, como el saba-nero chapulín (Ammodramus savannarum) y el mochuelo de madriguera (Athe-ne cunicularia). Los datos recogidos se examinarán mediante análisis degradientes para establecer si la explotación provoca una pérdida de uso del há-bitat de estas especies. A la vista de estos resultados, las medidas compensato-rias propuestas para compensar la posible pérdida de hábitat de nidificación delas aves de pastizal en Oregón prevén la mejora del hábitat en la cantidad nece-saria para reponer el número estimado de aves desplazadas por las turbinas(Oregon Office of Energy 2001).

Cuando las observaciones de campo detectan el abandono de nidos de rapa-ces o el fracaso de sus puestas, las medidas correctoras deben ser específicas deespecie. En el águila pescadora (Pandion haliaeetus), el busardo herrumbroso(Buteo regalis) y el águila real, especies que utilizan habitualmente las platafor-mas artificiales, las medidas compensatorias pueden consistir en la creación,mantenimiento y seguimiento de las plataformas de nidificación por cada nidode rapaz sometido a molestias, especialmente en áreas con baja disponibilidad deestructuras aptas para la nidificación. Si, por el contrario, estamos tratando decompensar la pérdida de hábitat de nidificación en especies que típicamente crí-an en árboles, habrá que recurrir a un esfuerzo económico adicional en investi-gación para determinar qué medidas compensatorias son las más adecuadas, opara pagar a los propietarios para que protejan de forma indefinida los árbolescon nidos fuera del parque eólico. La protección se refiere, por ejemplo, a vallarun árbol para evitar que el ganado lo dañe y su tratamiento con insecticidas pa-ra evitar infecciones. Si la mortalidad de rapaces alcanza niveles inaceptables enzonas con escasa disponibilidad de lugares para la nidificación de rapaces, sepuede recurrir al vallado de las áreas ribereñas alejadas hasta 15 millas de laplanta eólica. El objetivo de esta medida sería favorecer el reclutamiento de es-pecies caducifolias para fomentar el anidamiento de rapaces. Los fondos servirí-an para financiar el seguimiento anual y el mantenimiento del vallado durante lavida operativa del parque eólico (Oregon Office of Energy 2001).

CONCLUSIONES

Los resultados de esta revisión indican que hay muchas medidas correctoraspara reducir, eliminar o compensar los impactos asociados al desarrollo eólico.Muchas de estas medidas, sin embargo, no han sido suficientemente contrasta-das o lo han sido sólo a pequeña escala. Además, los resultados de varios estu-dios realizados con el fin de evaluar o desarrollar medidas correctoras o com-pensatorias han arrojado resultados discordantes entre áreas, e incluso a vecesdentro de la misma área. Los datos disponibles a día de hoy apuntan a que es-


tas medidas tienen que examinarse caso por caso; lo que puede ser eficaz en unaplanta eólica puede resultar completamente inútil en otra. Por esta razón, antesde proponer medidas paliativas de forma rutinaria en diferentes instalacioneseólicas, existentes o en proyecto, hay que recurrir a un análisis riguroso de losdatos (Strickland et al. 2001). Una vez las medidas compensatorias hayan sidoidentificadas y evaluadas con estudios bien planificados, tienen que ser com-probadas antes de publicarse, generalizarse, implementarse o grabarse en nor-mas reguladoras (Gray 2001). Como recomendación general, señalamos que lasmedidas dirigidas a evitar los impactos deben tener prioridad sobre aquellas em-pleadas para reducirlos o compensarlos.

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WINKELMAN, J.E. 1992a. The impact of the SEP wind park near Oosterbierum (Fr.), the Nether-lands, on birds, 4: Disturbance. RIN-report 92/5, DLO-Institute for Forestry and Nature Rese-arch, Arnhem.

WINKELMAN, J.E. 1992b. The impact of the Sep Wind Park near Oosterbierum [Fr.], The Ne-therlands, on birds, 1. Collision victims. RIN-Rapport 92/2, DLO-Institute for Forestry and Na-ture Research, Arnhem.


Capítulo 15

DESARROLLO DE MÉTODOS DE CAMPO YDE ANÁLISIS PARA EVALUAR EL RIESGO DE

COLISIÓN DE LAS AVES EN PARQUES EÓLICOS

W. BAND Scottish Natural Heritage, Battleby, Redgorten, Perth, PH1 3EW, UK.

M. MADDERSNatural Research, Carnduncan, Bridgend, Isle of Islay, PA44 7PS, UK.

D. P. WHITFIELDScottish Natural Heritage, 2 Anderson Place, Edinburgh, EH6 5NP, UK.

RESUMEN

La mayoría de los estudios sobre las interacciones entre aves y parques eó-licos examinan los efectos de las molestias de los parques sobre su uso por lasaves, y la mortalidad de éstas por colisión con las aspas de las turbinas. A con-tinuación describimos una metodología de trabajo de campo y de modelado pa-ra predecir el riesgo de mortalidad de aves por colisión, ilustrado con dosejemplos de estudios en áreas propuestas para proyectos de parques eólicos enEscocia que afectan al ánsar común y al aguilucho pálido. Para estimar el nú-mero de colisiones durante un periodo determinado utilizamos el modelo des-arrollado por W. Band. El procedimiento consiste en dos fases: número de avesque colisionan por año = número de aves que vuelan a la altura del rotor (Fa-se 1) x probabilidad de que estas aves sean golpeadas por las aspas (Fase 2).La observación desde puntos estratégicos en lugares elegidos para la instala-ción de nuevos parques eólicos sirve para reunir información sobre el uso delas aves y la frecuencia de los vuelos en el área de barrido del rotor (Fase 1).Durante la Fase 2, la probabilidad de colisión depende del tamaño del ave (lon-gitud y envergadura), la amplitud e inclinación de las aspas, la velocidad de ro-tación de la turbina y la velocidad de vuelo del ave. La combinación de las Fa-ses 1 y 2 permite predecir la tasa de mortalidad por colisión, asumiendo que elave no reacciona para evitar el choque con las turbinas. En realidad, las avesprobablemente evitan activamente las turbinas, lo que reduce drásticamente lamortalidad predicha. Para que el modelo pueda predecir de forma correcta lamortalidad por colisión, se necesita más información sobre cómo las aves es-quivan las turbinas.

INTRODUCCIÓN

Los parques eólicos pueden ejercer potencialmente tres efectos adversos so-bre las aves. Se puede producir pérdida directa de hábitat como consecuencia dela construcción de la planta y de las infraestructuras asociadas (plataformas, ví-as de acceso, etc.), del cambio de uso del suelo y de los impactos sobre los pro-cesos físicos que subyacen a la funcionalidad del hábitat. Las molestias ocasio-nadas durante la construcción y el funcionamiento del parque pueden provocarque las aves eviten la zona; se trataría en este caso de pérdida indirecta de há-bitat. Finalmente, si las aves no abandonan el área puede aumentar su vulnera-bilidad a morir por colisión con las aspas de las turbinas. Además, si la distri-bución de la electricidad se realiza por tendidos eléctricos, puede producirse unimpacto secundario derivado del riesgo de colisión con los cables y de electro-cución en los postes (Erickson et al. 2001).

Generalmente no se suele dar mucha importancia a la pérdida directa de há-bitat como consecuencia de la construcción del parque eólico, dado que la pér-dida se limita al terreno ocupado por las plataformas y los caminos de manteni-miento (p.ej. Percival 2000). Sin embargo, la pérdida de hábitat puede serrelevante cuando el parque eólico está ubicado en turberas, en cuyo caso laconstrucción puede interferir con los procesos hidrológicos típicos de este há-bitat y dañar un área incluso mayor de la ocupada por el propio parque eólico(Parkyn et al. 1997). Otro ejemplo son los sistemas dunares, donde las turbinaspueden afectar los movimientos del viento y los mecanismos que determinan laformación de las dunas. Las molestias por las obras de construcción son de du-ración limitada y pueden reducirse fácilmente escalonando las obras de maneraque no coincidan con los periodos más sensibles para las aves. Por consiguien-te, los principales problemas para las aves relacionados con los parques eólicosson las molestias posteriores a la construcción y la mortalidad por colisión. Dehecho, la mayoría de los estudios sobre las interacciones de las aves con los par-ques eólicos se centran en estos temas. Las molestias post-construcción y las co-lisiones con las aspas de las turbinas son procesos antagónicos y espacialmenteexcluyentes (si un ave elude la zona ocupada por un parque eólico, no está enriesgo de colisión). Sin embargo, la relación entre estos dos procesos puede sertemporalmente inestable. Las aves pueden evitar la zona al principio para des-pués acostumbrarse al parque eólico o, por el contrario, si se trata de aves fie-les a determinados lugares, es posible que los individuos que originalmente ocu-paban la zona sigan utilizándola, pero ésta ya no será atractiva para otras avescuando hayan desaparecido las anteriores.

Orloff & Flannery (1992, 1996) calcularon que en el parque eólico de Alta-mont (AWRA), en California, mueren cada año varios centenares de rapaces aconsecuencia de las colisiones con las turbinas; estas cifras se han confirmadoen estudios posteriores (Hunt et al. 1999, Thelander & Rugge 2000). Se desco-noce si las molestias durante la fase operativa del parque han reducido el uso dela zona por las rapaces, ya que aparentemente no se realizó ningún estudio pre-vio a la construcción de la planta (Orloff & Flannery 1992, 1996).


En la mayoría de los estudios que se han llevado a cabo a partir de los ha-llazgos en AWRA raramente se han registrado tantos accidentes (Erickson et al.2001). Quizá influidos por la experiencia de este parque californiano, muchosestudios en Norteamérica han tendido a enfatizar el riesgo de colisión (p.ej.NWCC, 2000; no obstante, ver Leddy et al. 1999), mientras que en Europa losprimeros estudios sugerían que los efectos de las molestias de los parques ope-rativos eran relativamente más influyentes (Winkelman 1995). Muchos de losestudios europeos pioneros se realizaron en zonas de costa con altas concentra-ciones de aves. Sin embargo, a partir de estudios posteriores en el Reino Unidosobre parques eólicos del interior, donde la densidad de aves es menor, se ha su-gerido que las molestias post-construcción no son realmente el principal pro-blema (Percival 2000), a pesar de que muchos de estos estudios no están exen-tos de imperfecciones (Lowther 2000).

La mayoría de las investigaciones sobre las interacciones entre aves y par-ques eólicos surgen de la obligación legal de determinar los efectos de cada nue-vo proyecto de parque eólico sobre determinadas características ambientales; eneste caso, las aves. Esencialmente esto requiere una aproximación predictiva.Predecir las molestias durante la fase operativa requiere un acercamiento simi-lar al empleado para predecir la pérdida de hábitat, que ha sido objeto de mu-chas investigaciones (p.ej. Goss-Custard et al. 1995). La predicción del riesgode colisión ha recibido comparativamente menos atención por parte de los in-vestigadores (Tucker 1996), de manera que a continuación describiremos unametodología de trabajo de campo y de modelado que puede emplearse para pre-decir el riesgo de mortalidad por colisión, ilustrada por dos ejemplos de estu-dios en dos proyectos de parques eólicos en Escocia.

MÉTODOS

UN MODELO PARA CALCULAR EL RIESGO DE COLISIÓN

Para estimar el número de colisiones de aves durante un periodo determina-do utilizamos el método desarrollado por W. Band. El cálculo se realiza en dosfases:

Número de aves que colisionan por año = número de aves que pasan a través del rotor (Fase 1)

x probabilidad de que el ave que pasa a través del rotor sea golpeada(Fase 2).

CUANTIFICACIÓN DE LA ACTIVIDAD DE VUELO

En la Fase 1 del modelo de Band es preciso cuantificar la actividad de vue-lo de las aves en el área propuesta para las nuevas instalaciones eólicas. Para al-


gunas especies es posible obtener estimas fiables de la actividad de vuelo a par-tir de modelos predictivos derivados de otros estudios. Por ejemplo, McGradyet al. (1997) han diseñado un modelo sencillo para predecir el espacio utilizadopor las águilas reales Aquila chrysaetos reproductoras en base a estudios radio-telemétricos realizados en Escocia occidental. McLeod et al. (2002a,b) lo hanampliado incorporando parámetros adicionales. Se está desarrollando un mode-lo similar para el aguilucho pálido Circus cyaneus (Madders 2003). Los mode-los genéricos de este tipo son probablemente un buen comienzo sobre el que ba-sar la evaluación de los impactos, siempre que se mejore su precisiónintroduciendo información de los patrones de actividad de las aves procedentedel sitio donde se proyecta el parque eólico. Además, la falta de información so-bre muchas especies impide desarrollar modelos predictivos, de modo que lasobservaciones específicas en el sitio afectado son imprescindibles.

La elección de las especies objeto de estudio dependerá de los objetivos delproyecto. En muchos casos, las especies focales serán probablemente las de ma-yor interés desde el punto de vista de la conservación, o las que se consideranmás expuestas a las colisiones. En algunos lugares se precisan sondeos prelimi-nares para determinar cuáles son estas especies, mientras que en otros puedenexistir datos adecuados al respecto. Esto equivale al sondeo básico de Nivel 1de Anderson et al. (1999), que describen los métodos que pueden emplearse.

El propósito de estudios posteriores más detallados debería ser tomar datosque permitan obtener estimas fiables de:

1. El tiempo transcurrido en vuelo por las especies focales sobre un área de ob-servación determinada.

2. El uso relativo de las diferentes partes del área de observación por cada es-pecie focal.

3 La proporción de tiempo que cada especie focal pasa volando a la altura delrotor de las turbinas.

TRABAJO DE CAMPO

El marco metodológico y el planteamiento del estudio de las interacciones en-tre aves y parques eólicos han sido ampliamente descritos por otros autores (p.ej.Gauthreaux 1996, Anderson et al. 1999, Erickson et al. 2000). Aquí nos concen-traremos en la descripción de los aspectos prácticos del trabajo de campo.

La información sobre el uso que las especies focales hacen de un área de es-tudio que incluye el parque eólico propuesto se recoge en sesiones de muestrode duración establecida (observaciones) desde puntos elevados (miradores). Elárea de observación debería englobar una franja suplementaria de al menos 500m más allá de las turbinas más exteriores del parque eólico proyectado para re-ducir la posibilidad de no contabilizar aquellas aves que usan la zona del par-que sólo de forma ocasional. Los miradores deben ser elegidos para maximizarla visibilidad del área de estudio con el mínimo número de puntos, de forma que


cualquier zona del área de estudio se encuentre a menos de 2 km de un mirador.Es deseable que los miradores se encuentren fuera de los límites del área de ob-servación para reducir al mínimo los efectos de la presencia del observador so-bre el comportamiento de las aves. Se recomienda que las observaciones indi-viduales no duren más de 3 horas, de forma que se mantenga la atención yagudeza visual del observador. Idealmente, las observaciones deberían llevarseen cabo en determinadas condiciones de viento, algo que es especialmente im-portante en el caso de aves planeadoras, cuyo uso del espacio depende notable-mente de la dirección y fuerza del viento. La medición regular del viento esaconsejable para investigar la magnitud de sus efectos. Debido a la dificultad deestimar con precisión la altura de vuelo, es deseable fijar intervalos de altura yasignar esta variable a una categoría. Las categorías más apropiadas en éstos ca-sos suelen ser <10 m, 10-100 m, o >100 m sobre el suelo, pero se pueden con-siderar categorías de mayor altura conforme aumente la altura del eje de rota-ción de las aspas.

ESTIMA DEL TAMAÑO DEL ÁREA VISIBLE

Para algunos análisis es necesario calcular el tiempo que el ave pasa porunidad de superficie observada (ver más adelante en: “Movimientos poco pre-decibles”). El uso de numerosos miradores complica el análisis, dado que unsolapamiento en la visibilidad provoca que unas partes se observan durantemás tiempo que otras y, en ese caso, sería necesario hacer una corrección (aquí,por simplificar, hemos asumido que no hay solapamiento). Se requiere enton-ces una medida de la visibilidad para calcular el tiempo total de observaciónpor unidad de superficie. Para ello se calcula el tamaño del área visible desdecada mirador. Se puede trazar un mapa de la visibilidad directamente sobre elterreno, o bien utilizando fotografías tomadas desde los mismos miradores, outilizando modelos de elevación en el marco de un Sistema de Información Ge-ográfica (GIS). Hay varias aplicaciones informáticas disponibles para predecirla llamada Zona de Influencia Visible (ZVI) de los parques eólicos, entre otrosWindfarm 2000™.

El proceso de cartografiado del área visible en el campo o mediante foto-grafías tiende a sobrestimar la visibilidad porque es difícil que los observadoresse den cuenta de que algunos puntos no son visibles. Es el caso de áreas conpendientes convexas y terrenos ondulados, así que, en general, es preferible uti-lizar un GIS. Sin embargo, si se trata de áreas boscosas o con vegetación altahabrá que corregir los efectos del relieve de la vegetación sobre la visibilidad.Hay que tener en cuenta que en zonas abruptas o con vegetación alta, cualquierpequeño cambio en la posición del observador altera considerablemente la visi-bilidad. Para minimizar este efecto, es indispensable medir con precisión la lo-calización del mirador con la ayuda de un Sistema de Posicionamiento Global(GPS). Los observadores tendrán que colocarse exactamente en los mismospuntos durante las sucesivas sesiones de observación.


A menudo, se observan las aves en vuelo, pero no es posible observar el terre-no que sobrevuelan. A veces se observan aves planeando sobre masas de agua ysobre valles escondidos. Pero, dado que el fin de estas observaciones es la estimadel riesgo de colisión con las turbinas, lo principal es la visibilidad del espacio aé-reo que contiene los rotores, el “volumen de riesgo de colisión”. Por lo tanto, se re-comienda calcular la visibilidad utilizando la menor porción visible de este espa-cio aéreo, es decir, una capa imaginaria suspendida en el aire a la altura mínima porla que pasa la punta de las aspas del rotor (unos 20 m del suelo). Predecir la visi-bilidad a estas alturas es una tarea sencilla con la ayuda de un GIS.

RESULTADOS

Ilustramos dos tipos de escenarios. El primero es aplicable a situaciones enlas que los datos volcados en los mapas revelan que las aves cruzan el parqueeólico en proyecto utilizando un número limitado de líneas de vuelo, es decir,las rutas de vuelo son predecibles. Se ajustan a este escenario los movimientosdiurnos de gansos y especies buceadoras del género Gavia entre áreas concre-tas de alimentación y áreas de reproducción o de descanso, o los movimientosmigratorios de las aves durante el otoño y la primavera. El segundo escenariose aplica a situaciones en las que el uso por las aves de un área donde se pro-yecta la construcción de un parque eólico no es predecible, por ejemplo la acti-vidad ligada a la búsqueda de alimento o al cortejo en aves rapaces y limícolas.

ESCENARIO 1: MOVIMIENTOS PREDECIBLES

Para este ejemplo se han utilizado datos de poblaciones islandesas de ánsarcomún Anser anser, tomados durante observaciones de duración establecida.También se han usado datos de movimiento de ánsares y cisnes Cygnus olor, através de una zona propuesta para la construcción de un parque eólico cercano aDounreay, Caithness, en el norte de Escocia. Durante los siete meses de estanciade los ánsares comunes se realizaron más de 400 horas de observación. Los án-sares comunes utilizaban una ruta de vuelo direccional SO-NE, que cruzaba a lolargo el área inicialmente propuesta para el parque eólico. Aunque también se de-tectaron movimientos en otras direcciones, para el propósito ilustrativo de esteejemplo se asumió que no existían otras rutas de vuelo. El número de ánsares po-tencialmente en peligro de colisión se calculó de la siguiente manera:1. Se definió una “ventana de riesgo” como el espacio a través del cual, según

las predicciones, los ánsares debían pasar al acercarse al parque eólico. Es-ta ventana medía 90 m de alto (es decir exactamente la altura del intervalo10-100 m que se utilizaba para medir la altura de vuelo) y 500 m de ancho(la distancia máxima entre turbinas a las que se acercaban, más 100 m co-rrespondientes a la longitud de las aspas). Por tanto, la sección del área cru-zada (W) era de 90 x 500 = 45.000 m2.


2. Se calculó el número de ánsares comunes por hora de observación que pa-saban en dirección SO-NE por la ventana de riesgo (Tabla 1).

Tabla 1. Número de horas de observación al mes en una zona propuesta parala instalación de un parque eólico en el norte de Caithness, Escocia septen-trional, y número de ánsares comunes observados cruzando la ventana de ries-go por hora. La ventana de riesgo está determinada por las dimensiones de lasaspas de las turbinas y el área propuesta para la instalación del parque eólico(ver texto para los detalles).

MesE F M A O N D Media

Horas de observación 50,7 38,5 103,0 64,3 93,8 41,5 23,8

Ánsares hr-1 2,29 0 3,64 0,64 0,60 10,99 4,29 3,21

3. Se calculó el número de horas en las que los ánsares eran potencialmente ac-tivos (T). Se asumió que había ánsares comunes en los alrededores del áreade estudio todos los días desde octubre hasta abril, y que volaban durante el25% del tiempo transcurrido entre el atardecer y el amanecer. El valor de Tse calculó sumando los totales mensuales de la Tabla 2, por tanto, T = 2.906horas al año.

Tabla 2. Número de horas en las que los ánsares comunes supuestamente esta-ban activos respecto al tiempo total en el que se consideraron presentes en losalrededores del área propuesta para la instalación de un parque eólico al nor-te de Caithness.

Meses

E F M A O N D

Número medio de horas de luz 9,0 10,0 12,0 14,0 10,0 9,0 8,0

Número medio de horas nocturnas x25% 3,8 3,5 3,0 2,5 3,5 3,8 4,0

Media diaria combinada 12,8 13,5 15,0 16,5 13,5 12,8 12,0

Nº de días con presencia de aves 31 28 31 30 31 30 31

Nº total de horas 396 378 465 495 418 382 372

4. De esta forma, el número de ánsares comunes (n) que supuestamente vola-ban a través de la ventana de riesgo al año era 3,21 x 2.906 = 9.328.


5. El área (A) ocupada por rotores se calculó como N x πR2, donde N es el nú-mero de rotores (en este caso 10) y R es el radio del rotor (= 33 m). Por tan-to A = 34.212,4 m2. Se asumió que los rotores estaban alineados con el pla-no de la ventana de riesgo. En este modelo se han aplicado algunascorrecciones para considerar el solapamiento en el área de sección transver-sal de rotores adyacentes. La justificación de estos ajustes es que, a pesar deque el riesgo de colisión aumenta proporcionalmente al número de rotorespor los que el ave tiene que pasar, pocos individuos vuelan a través de 5 pa-res de rotores sucesivos. Con esta asunción, se supone que hay un 50% desolapamiento, así que A sería finalmente 17.106 m2.

6. La proporción de la ventana de riesgo ocupada por los rotores se calcula co-mo A / W = 0,38. El número de ánsares comunes que cruzan los rotores ca-da año sería finalmente n x A / W = 3.546.

ESCENARIO 1: MOVIMIENTOS POCO PREDECIBLES

Para ilustrar este escenario se han utilizado datos de aguilucho pálido tomadosdurante observaciones de movimientos de rapaces en una zona destinada a unaplanta eólica en Argyll, oeste de Escocia. El área prospectada incluía 1 km alre-dedor de las plataformas de las turbinas en proyecto. Se realizaron un total de 96horas de observación desde cuatro miradores durante la época de cría (abril-julio)de un solo año. Durante este tiempo se observó a los aguiluchos volando a una al-tura de 10-100 m del suelo, durante un total de 22,3 minutos. La actividad de losaguiluchos se concentró en el sureste del área de estudio, probablemente porqueofrecía mejores condiciones para la búsqueda de alimento o porque estaba máscerca de los nidos. Sin embargo, la localización de los nidos de los aguiluchoscambia todos los años, así que se decidió asumir un uso aleatorio del área de es-tudio. Se utilizaron datos sobre la distribución temporal de las actividades de losaguiluchos en el área de observación para predecir la actividad de vuelo en el es-pacio reducido que contenía las turbinas en proyecto, de la siguiente manera:1. Con un GIS se identificó la superficie visible del área de observación desde

cada uno de los miradores.2. En cada mirador se calculó la proporción del tiempo de observación en que

los aguiluchos volaron a una altura entre 10 y 100 m.3. El tamaño del área de riesgo durante el vuelo se obtuvo promediando los

valores de actividad de vuelo por hectárea de área visible en cada mirador:(F) = 3,043 x 10-6.

4. Los rotores de las turbinas que se preveía instalar tenían unas aspas de 52 mde diámetro y una altura de buje de 50 m. En consecuencia, la punta de lasaspas se movía entre 24 m y 76 m de altura, en lugar de los 10-100 m del in-tervalo utilizado para registrar la actividad de los aguiluchos. Por esta razónse corrigió la proporción de tiempo durante el que los aguiluchos volaban enel área propuesta para el parque eólico multiplicando por (76-24)/(100-10)= 0,58 (= 3,03 x 10-4, en definitiva aproximadamente el 0,03% del tiempo).


5. Los aguiluchos pálidos utilizaban el área de estudio principalmente durantela estación reproductora (abril-julio = 122 días). En este intervalo de tiem-po, los aguiluchos estuvieron activos alrededor de doce horas al día. Por tan-to, el uso de la zona destinada a planta eólica por los aguiluchos (n) se esti-mó como 122 x 12 horas x 0,03%, es decir 0,439 horas al año.A continuación se utilizó esta información para estimar el número de vecesal año que los aguiluchos pasaban a través del rotor, asumiendo un uso alazar del espacio aéreo que ocupaban los rotores. Para el cálculo, se utilizó elespesor máximo de las aspas del rotor, perpendicular al plano de giro (d) yla talla de los aguiluchos (L).

6. El volumen de riesgo durante el vuelo (Vw) se obtuvo multiplicando el áreade la planta eólica (172 ha) por el diámetro de los rotores (52 m) =89.440.000 m3.

7. El volumen total barrido por los rotores (Vr) se calculó multiplicando el nú-mero de turbinas (37) por πR2 x (d + L), donde R es el radio del rotor (26 m),d es 2 m, y L es 0,5 m (= 196.444 m3).

8. El grado de ocupación por los aguiluchos del área que barren los rotores (b)sería por tanto n x (Vr / Vw) = 3,47 aves-segundo.

9. El tiempo empleado por un ave para cruzar por completo el espacio ocupa-do por los rotores (t) es (d + L) / v, donde v ms-1 es la velocidad con la queel ave atraviesa el rotor (se asume que este valor es de 8 ms-1), = 0,31.

10. Finalmente, el número de aguiluchos en tránsito por los rotores al año es b/t =11,19.

FASE 2: ESTIMA DE LA PROBABILIDAD DE COLISIÓN

La estima del número de aves que transitan a través del área de barrido delrotor completa la Fase 1 del modelo de Band. La probabilidad de que un ave envuelo a través de un rotor sea golpeada se calcula en la Fase 2 de dicho mode-lo, y depende del tamaño del ave (longitud y envergadura de las alas), la an-chura e inclinación de las aspas, la velocidad de giro de las turbinas y, natural-mente, la velocidad a la que se mueve el ave.

Es preciso hacer muchas simplificaciones para facilitar los cálculos. La for-ma del ave tiene que ser cruciforme, con las alas colocadas en la mitad de la lon-gitud entre el pico y la cola. Se asume que el aspa de las turbinas tiene anchuray ángulo respecto al plano de giro, pero su espesor es despreciable.

Para una mejor visualización, hay que imaginar desde arriba al ave volando enun recuadro que se mueve con ella. En este recuadro móvil, cada pala se muevepor ejemplo de derecha a izquierda y al mismo tiempo de forma progresiva haciael pájaro. Cada aspa corta un trozo de aire cuyo tamaño depende tanto de la an-chura del aspa como de su ángulo respecto al plano de giro. Las aspas sucesivascortan trozos paralelos y progresivamente más cercanos al animal en vuelo. El án-gulo de aproximación del aspa, α, a este recuadro depende de la velocidad del avey de la velocidad del aspa. En la extremidad del rotor, donde la velocidad del as-


pa suele ser más elevada que la velocidad del ave, el ángulo de aproximación αes bajo, es decir las aspas se acercan al ave desde el lateral. Cerca del buje del ro-tor, donde la velocidad del aspa es baja y, por tanto, el ave se mueve hacia un ob-jeto que se desplaza lentamente, el ángulo de aproximación α es elevado.

La probabilidad de colisión de un ave, para una determinada especie, tama-ño de aspa, y velocidades del ave y del aspa, es la probabilidad de que un avesituada en un punto al azar de la línea de vuelo solape con el espacio cortadopor una de las aspas (dado que el ave, en este marco, permanece estática). Portanto, dicha probabilidad puede calcularse a partir de una simple consideracióngeométrica. Cuando el ángulo de aproximación es bajo, el factor que controlaesa probabilidad es la longitud del ave respecto a la distancia que separa el pa-so de dos aspas sucesivas. Cuando el ángulo de aproximación es grande, el fac-tor que controla la probabilidad de colisión es la envergadura de las alas res-pecto a la distancia física entre las aspas.

Los cálculos permiten estimar la probabilidad p(r, ϕ) de colisión de un ave aun radio r del eje de giro, y en un punto a lo largo de una línea radial que es unángulo ϕ desde la vertical. Es necesario entonces integrar esta probabilidad enla totalidad del disco del rotor, asumiendo que el ave puede estar transitando porcualquier punto al azar del área del disco del rotor:

Probabilidad total= (1/pR2) ⎛⎛ p(r, ϕ) r dr dϕ= 2 ⎛ p(r) (r/R) d(r/R) (1)donde p(r) ahora permite integrar en ϕ.

Probabilidad p de colisión para un ave a una distancia r del eje:p(r) = (bΩ/2πv) [ K | ± c sinγ+ α c cosγ| +L], si α < βp(r) = (bΩ/2πv) [ K | ± c sinγ+ α c cosγ| + w?F], si α < β (2)

Donde b = número de aspas Ω = velocidad angular (radianes/segundo)c = espesor de la cuerda del aspaγ = ángulo de inclinación del aspaR = radio exterior del rotorL = longitud del avew = envergadura del aveβ = razón entre longitud y envergadura del ave, L / wv = velocidad del ave a su paso por el rotorr = radio del punto de paso del ave α = v/rΩF = 1 para un ave en vuelo batido (no depende de ?)

= (2/π) para un ave que planeaK = 0 para un modelo unidimensional (se asume que las aspas son

planas, carecen de espesor)=1 para un modelo tridimensional (considera el espesor real de las

aspas)


La anchura de la cuerda del aspa c y su ángulo de inclinación γ, es decir, elángulo que el aspa forma con el plano del rotor, varía desde el buje hasta la pun-ta del aspa. La anchura máxima de la cuerda se encuentra típicamente cerca delbuje y va decreciendo hacia la punta. La inclinación es mínima cerca de la pun-ta del aspa, donde la velocidad angular es máxima. La anchura aparente del as-pa, vista de frente, es c cosγ, y el espesor del aspa de atrás a delante es c sinγ.Aunque la inclinación varía a lo largo del aspa, el modelo asume un único va-lor, que se encuentra a una distancia r = 2R/3 puesto que la parte distal del as-pa contribuye en mayor grado al riesgo de colisión.

El factor F se utiliza para cubrir dos casos extremos, cuando el ave se des-plaza en vuelo batido (p(r, ϕ) no depende de ϕ), o está planeando (p(r, ϕ) de-pende de ϕ, es decir, su valor es máximo encima y debajo del buje, y mínimocuando las alas son paralelas al aspa). F=1 para aves en vuelo batido, F = 2/πpara aves que planean.

El signo de c sinγ varía con la dirección del vuelo respecto al viento, nega-tivo a sotavento y positivo a barlovento.

Se introduce el factor K simplemente para ofrecer la opción de averiguar elefecto de la anchura real del aspa en los resultados: K = 0 en modelos unidi-mensionales, en los que se considera que la cuerda del aspa no tiene espesor.

Dado que los valores de α, c y γ varían en distintos puntos de la longituddel aspa y el buje, integrar numéricamente es más fácil cuando se aplica laecuación (1).

Para facilitar su uso, estos cálculos están disponibles en una hoja de cálculode Excel (peticiones a [email protected] o en las páginas dedicadas a la ener-gía renovable en el sito web del Scottish Natural Heritage: www.snh.org.uk). Elprograma calcula p(r) a intervalos de 0,05 R a partir del eje de giro (es decir, seaplica la ecuación (2)), y luego calcula la integral desde r = 0 hasta r = R (es de-cir, aplica la ecuación (1)). Introduciendo en la hoja de cálculo parámetros de losdos ejemplos prácticos, se calculó el riesgo de colisión para el ánsar común (Ta-bla 3) y para el aguilucho pálido (Tabla 4). A continuación se indica cómo estáconfigurada la hoja de cálculo, que debe leerse junto a las Tablas 3 y 4, donde seilustran los cálculos para los dos ejemplos:1. Los parámetros de entrada aparecen en las dos primeras columnas. Se cal-

cula β, la razón entre longitud y envergadura del ave. 2. Luego se calcula la probabilidad de colisión para distintos radios, a interva-

los de 0,05 R, desde el eje de giro hasta la punta del aspa. Se representa ca-da radio en una fila de la tabla, con el valor r/R en la primera columna.

3. En la segunda columna de la tabla aparece el espesor de la cuerda del aspaa la distancia r (radio) del eje de giro, en forma de proporción respecto al es-pesor máximo. El perfil de adelgazamiento utilizado es el de un aspa de tur-bina Aerpac moderna. El adelgazamiento varía entre distintos tipos de tur-binas.

4. Se calcula el factor α.5. La “longitud de colisión” es el factor que figura entre corchetes en la ecua-

ción (2), en el caso de un vuelo a barlovento.



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6. La probabilidad de colisión viene dada por p a cada radio r, tal como se in-dica en la ecuación (2). Su máximo valor es 1.

7. La cifra titulada ‘contribución del radio r’ denota cada uno de los integran-dos de la ecuación (1), comprendido el factor 2, antes de ser integrado.

8. El riesgo total es la suma de todas estas contribuciones.9. Los cálculos se repiten para condiciones de dirección de vuelo a sotavento. 10. El programa calcula entonces la media de los valores para vuelo a barlovento

y vuelo a sotavento. (Nótese que en un caso real puede ser importante añadirel efecto del viento a la velocidad base del ave, y considerar que la frecuenciade vuelo puede no ser igual para vuelos a barlovento y vuelos a sotavento). El resultado final es el riesgo medio de colisión para un ave que pasa a tra-vés del rotor. En el ejemplo de los ánsares comunes, asumiendo vuelo batido, y que los

vuelos a sotavento y a barlovento son equiprobables, resulta una estima mediadel 12,3% de vuelos de esta especie que acaban colisionando con un rotor (Ta-bla 4). Se supone que las turbinas están paradas el 25% del tiempo debido a sumantenimiento o al exceso o falta de viento, de forma que el riesgo de colisiónresultante es 12,3 x 0,75 = 9,2%. El número de colisiones se obtiene finalmen-te combinando los resultados de la Fase 1 y 2, es decir el número de vuelos através del rotor (Fase 1) x probabilidad de que un ave sea golpeada al pasar porel rotor (Fase 2). De esta forma se estima que 326 ánsares comunes mueren alaño a causa de las turbinas, si no efectúan maniobras de evitación.

En el ejemplo de los aguiluchos pálidos, asumiendo vuelo batido, y que losvuelos a sotavento y a barlovento son equiprobables, se obtiene una media de17,9% de aguiluchos golpeados por las aspas. Como en el ejemplo de los ánsa-res, el número de colisiones viene dado por el número de aves que vuelan a tra-vés del rotor x probabilidad de que el ave sea golpeada. Así que se estima que2 aguiluchos pálidos mueren al año por colisión con las aspas, si el ave no sedesvía de su trayectoria.

En ninguno de los ejemplos se considera el “factor evitación”, pese a que enrealidad es muy probable que una proporción muy elevada de aves reaccionapara evitar la colisión (p.ej. Erickson et al. 2001). Debido a la falta de datos dela tasa de evitación para las dos especies estudiadas, asumimos que no hay des-plazamiento de aves por molestias, pero que en un 95% de los vuelos el indivi-duo efectúa una maniobra para evitar la colisión. Con este ajuste, el número es-timado de ánsares comunes que perecen cada año en las turbinas sería de 16,3,y el de aguiluchos pálidos 0,1.

DISCUSIÓN

MÉTODOS DE CAMPO

Existen muchos problemas potenciales para detectar adecuadamente aves envuelo. Las aves pueden ser más conspicuas en unos hábitats que en otros, o más


fáciles de avistar cuando vuelan a determinadas alturas. La frecuencia de de-tección puede variar entre especies, y resultar en la subestima del riesgo de co-lisión para aves crípticas en apariencia o en comportamiento. La relevancia deestos sesgos puede comprobarse usando datos registrados en los puntos de ob-servación. Por ejemplo, una posible detectabilidad diferencial debida a la altu-ra y a la distancia puede analizarse con un modelo lineal generalizado en el quela especie se introduce como predictor.

Trazar con precisión las rutas de vuelo de las aves es difícil debido a losefectos del paralaje, y suele ser una habilidad que se adquiere al cabo de mu-chos años de práctica. Aves que suelen volar a baja altura, como el aguiluchopálido, pasan a menudo delante de elementos del paisaje cuya distancia es co-nocida o puede medirse. No es el caso de aves planeadoras, como las águilas,en las que es más difícil determinar la distancia entre el ave y determinados ele-mentos del paisaje. En este tipo de situaciones puede haber mucha variación enlas estimas de distancia, en función de la experiencia del observador, su cono-cimiento del terreno y las condiciones meteorológicas. Los sesgos en el modoen que se representan las rutas de vuelo pueden minimizarse asegurándose deque los observadores están familiarizados con las especies que están observan-do y de que conocen perfectamente el terreno. Se recomienda que haya un se-gundo observador que ayude a triangular las posiciones de las aves, al menosdurante el periodo inicial de observación. Se encuentran problemas parecidos alestimar la altura de las aves en vuelo. Se pueden reducir los errores al mínimoutilizando un número reducido de clases o bandas de altura, cuyos límites pue-den establecerse a alturas fácilmente reconocibles (p.ej. 10 m y 100 m). Esaconsejable comprobar la precisión de las estimas de distancia y de altura conla ayuda de cometas, aparatos de aeromodelismo o equipos de telemetría espe-cializados. Sin embargo, la calidad de los datos vendrá dada en último términoy sobre todo por la experiencia de campo de los observadores.

MODELO DE RIESGO DE COLISIÓN

El modelo de riesgo de colisión de Band contiene numerosas aproximacio-nes como, por ejemplo, asumir que un ave puede modelarse mediante una for-ma cruciforme, que el aspa de una turbina tiene anchura e inclinación pero noespesor, o que el vuelo de un ave no se ve afectado tras escapar por los pelosdel golpe de un aspa, a pesar de la succión que ésta produce a su alrededor. Poreso, los riesgos de colisión calculados deben considerarse simplemente comoindicativos del riesgo real (digamos con un error de ±10%), más que como unacifra exacta. También es simplista asumir que es probable que la velocidad devuelo de un ave respecto al suelo sea similar con el viento a favor y con el vien-to en contra. Idealmente deberían realizarse cálculos distintos para cada uno deestos dos casos a partir de velocidades de vuelo observadas. Es posible incor-porar algunas mejoras al modelo, considerando los efectos que la dirección devuelo y de la velocidad del viento pueden tener en la velocidad de vuelo de un


ave (respecto al suelo), e incorporando los cambios en la inclinación de las as-pas a lo largo de su longitud. Sin embargo, es posible que algunos de estos efec-tos sean difíciles de medir en el campo, sobre todo en el ámbito de la evalua-ción de un proyecto de parque eólico y, al mismo tiempo, es muy raro encontrardatos publicados específicos de la especie de interés. Además, es probable queestos refinamientos del modelo impliquen diferencias menores en la mortalidadpor colisión estimada. En cambio, el grado en que las aves evitan chocar con losrotores puede modificar notablemente las estimas de las tasas de mortalidad porcolisión.

Conviene aclarar que preferimos denominar “desplazamiento” a la evitaciónde un parque eólico operativo por las aves, y “evitación” cuando este compor-tamiento se produce a menor escala, como respuesta a un rotor que gira. Aun-que ambos factores afectan a la tasa de mortalidad por colisión, se trata de dosprocesos distintos. Aunque la evidencia disponible, a menudo cuestionable, pa-rece sugerir que los efectos del desplazamiento son menores (p.ej. Percival2000), y podría beneficiarse en mayor grado de los diseños de estudio rigurososdescritos por Anderson et al. (1999), algunos resultados sugieren que el com-portamiento de evitación puede ser muy frecuente (M. Madders & D.P. Whit-field datos no publicados), y tal vez constituya el factor que más contribuye a latasa de evitación total. Es probable que las tasas de evitación sean típicamentemayores que el valor (95%) que hemos asumido en nuestros ejemplos. El des-plazamiento ha recibido y seguirá recibiendo considerable atención, ya que esuno de los efectos fundamentales de un parque eólico sobre las aves; la evita-ción, en cambio, ha sido objeto de relativamente pocos estudios. Es esencial dis-poner de más información sobre el comportamiento de evitación para que me-jore la precisión de las estimas del riesgo de mortalidad por colisión derivadasdel modelo de riesgo de colisión.

Se pueden calcular tasas de evitación mediante observación en parques eóli-cos operativos, pero la conducta de evitación puede ser difícil de detectar, sobretodo si se manifiesta en forma de desviaciones de las rutas de vuelo hacia loslaterales. Dado que los observadores pueden verse obligados a realizar aprecia-ciones subjetivas en lugar de observaciones mensurables, la cuantificación delas tasas de evitación puede no estar exenta de dificultades. Por el contrario, enaquellos parques eólicos donde se han medido la tasa de mortalidad por colisióny el uso que hacen las aves del área barrida por el rotor se puede estimar la ta-sa de evitación como la diferencia entre la mortalidad predicha y la mortalidadobservada. Este procedimiento depende de una medida precisa de la mortalidadpor colisión, tarea que está plagada de dificultades. Las aves heridas tras una co-lisión pueden morir en lugares bastante alejados de las turbinas, y las especiescarroñeras pueden llevarse los cadáveres antes de que sean descubiertos por losobservadores (p.ej. Strickland et al. 2000). Este sesgo puede controlarse colo-cando cadáveres marcados y registrando la tasa de desaparición, pero tambiénes posible que la adición de cadáveres atraiga a más carroñeros de los habitua-les, de manera que la tasa de desaparición que se calcule podría estar sobresti-mada. El marcaje y posterior seguimiento de cadáveres “naturales” (p.ej. The-


lander & Rugge 2000) puede ser el método más eficaz de documentar y con-trolar el efecto de la actividad de los carroñeros y de otras causas de desapari-ción de cadáveres. Este procedimiento, en combinación con un seguimiento fre-cuente de la persistencia de los cadáveres, puede emplearse para determinar elintervalo más eficaz para buscar aves muertas (véase también Strickland et al.2000). A pesar de todo, con independencia del efecto de los carroñeros, los ob-servadores pueden no encontrar todos los cadáveres y, en particular, es más pro-bable no detectar las aves muertas de menor tamaño durante las búsquedas(NWCC 2000, Strickland et al. 2000). Las tasas de detección también puedenvariar según el tipo de vegetación en el que se estén buscando los cadáveres(Philibert et al. 1993). La tasa de detección en vegetación densa podría aumen-tar considerablemente cuando se emplean perros (Homan et al. 2001), pero es-te método apenas ha sido usado en estudios sobre el efecto de parques eólicos.Considerando los riesgos asociados a la atracción de especies carroñeras, los en-sayos de calibrado de las tasas de detección de cadáveres por los observadoreso por perros deberían realizarse preferentemente en un tipo de vegetación simi-lar pero en una zona alejada del parque eólico de interés. Para terminar, las ta-sas esperadas de colisión pueden ser tan bajas que no es eficaz desarrollar unprograma de búsqueda de aves muertas por colisión. Cuando hay sólo unos po-cos individuos residentes de la especie focal, puede ser mejor hacer un segui-miento de su presencia y actividad (y de paso obtener más información sobresus patrones de uso tras la construcción del parque) y realizar una búsqueda só-lo cuando el seguimiento levanta la sospecha de la posible desaparición de al-gún individuo. Dadas las dificultades para registrar la mortalidad por colisión,es necesario desarrollar tecnología de registro automático y remoto de los even-tos de colisión.

Los datos sobre la actividad de vuelos registrados antes de la construcción,tanto en el parque eólico como en otros lugares de referencia, sirven de refe-rencia para compararlos con datos similares obtenidos cuando el parque es ope-rativo (Anderson et al. 1999). El propósito principal de los estudios posterioresa la construcción de los parques eólicos es medir el desplazamiento de las avesatribuible a éstos, pero también tienen un enorme valor para mejorar los mode-los de riesgo de colisión. Sólo mediante estudios de este tipo es posible des-arrollar una comprensión adecuada de los efectos de los parques eólicos sobrelas aves. Esto ayudará a simplificar el proceso de selección de lugares poten-ciales y a reducir la incertidumbre asociada con el desarrollo de los parques eó-licos. Inevitablemente, las especies escasas o raras que, por definición, sonaquéllas a las que se asigna un alto valor natural y de conservación seguirán ge-nerando preocupación. Queda clara la importancia de reunir la mayor cantidadde información posible sobre estas especies con objeto de estimar su riesgo decolisión. No obstante, en la mayoría de las situaciones es posible obtener unamuestra mayor de observaciones sobre especies más comunes; probablementeesos datos serán más informativos cuando se comparen con otros colectados enparques eólicos ya operativos.


BIBLIOGRAFÍA

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Aves y Parques Eolicos