Resumen de Estudio crítico del origen de la materia orgánica en el sedimento del rio Palmones
María de los Ángeles Arrojo Agudo
Introducción La materia orgánica particulada del agua de las cuencas, generalmente, tiene tres orígenes: fitoplancton fluvial, partículas orgánicas de la vegetación terrestre y aguas industriales y domésticas (Hellings et al., 1999; Maksymowska et al., 2000). Esta M.O. tiene importancia como indicador de vegetación y clima dentro de las cuencas de drenaje, por ser potencial alimento de organismos acuáticos, fuente de materiales biogénicos al mar e influir en la calidad del agua (Likens et al., 1981). A pesar de ello el número de trabajos que se ocupan de determinar su origen no es proporcional a su importancia.
Objetivos Objetivo principal: Establecer un modelo sencillo que permitan conocer la procedencia y las proporciones de cada fuente de la materia orgánica en el sedimento de la cuenca del río Palmones.
Objetivos secundarios son: 1. Caracterización y separación de las estaciones en las que el medio y los aportes de materia orgánica son diferentes.
2. Análisis en el espacio y tiempo, de los marcadores de procedencia de la materia orgánica utilizados en este estudio.
3. La caracterización original de las diferentes posibles fuentes de materia orgánica del sedimento (agua, plantas).
4. Carácter conservador o dinámico de los marcadores en las fuentes durante la degradación de estas.
5.- Consideración crítica: Idoneidad de los marcadores de origen de la materia orgánica seleccionados Para determinar la fuente de la M.O. se han utilizado marcadores que , a priori, se muestran como adecuados: índice C/N (algas 4-10; plantas vasculares > 12, lignificadas> 25 (Niell, 1976), detritus terrestre > 15 (Hellings et al., 1999), Sarcocornia hasta 60 (Palomo, 2002)); pigmentos vegetales (Lut presente en clorofitas, plantas vasculares y rodófitas (Bianchi et al., 1993), diatoxantina y diadinixantina presente en diatomeas y dinoflagelados); delta13C (plantas C3 en torno a -30 por mil, plantas C4 en torno a -15 por mil);, delta15N (plantas fijadoras de N2<0, plantas no fijadoras de N2>0) Material y métodos Zona de muestreo Este estudio se ha realizado en la cuenca de Palmones (coordenadas de la zona media de la cuenca 36º 11minutos 49.43segundos N; 5º 30minutos 59.86segundos W), provincia de Cádiz (Sur de la Península Ibérica). Su longitud aproximada es de 42.3 km. La superficie de su cuenca es de 315 km2, de ellos, 96 km2, están regulados, desde 1983, por el embalse de Charco Redondo de 81,6 hm3 de capacidad. El resto, 219 km2, carece de regulación (Fig.4).
La primera mitad del río discurre por el Parque Natural de Los Alcornocales. En los 12 km finales atraviesa su vega fluvial, la mayor parte de ella regable. En esta zona y en su desembocadura, la presión humana es cada vez mayor con asentamientos, zonas de usos irregulares y polígonos industriales.
El estuario tiene una longitud aproximada de 5,6 km. Está sometido a dos vaciados diarios con régimen lento y casi total, con mareas vivas, siendo el lavado de este estuario debido, fundamentalmente, al efecto de ellas ya que el río Palmones no es muy caudaloso (Clavero et al., 1997a). Los movimientos de las mareas tienen una amplitud máxima de 2 m, emergiendo diariamente, durante la marea baja, amplios lechos lodosos (Clavero et al., 1997a). Se clasifica como bien mezclado (Clavero et al., 1997b). En él, río discurre por un canal principal con pendiente del cauce casi nula (0,1%), formando varios meandros de diferente curvatura.
Muestreo y métodos analíticos En el río Palmones se establecieron 10 puntos de muestreo (Tabla 5) que, a prioiri, y posteriormente se confirmó al analizar los resultados, se dividieron en estos tres tramos (Fig. 21): Tramo fluvial: E 1, 2 y 3 que corresponden respectivamente a la zona alta, media y baja del río (Fig. 10). Al analizar los datos, se vio que E 2 se diferenciaba de las otras de este sector por coincidir con una cañada (Fig. 23), y ser un punto en el que existe una elevada metanogénesis.
Tramo de transición: E 4 y 5. Se encuentran en la parte interna del estuario. En ellas la influencia del río es más elevada que en el resto del estuario (Fig. 11).
Tramo estuárico: En él se tomaron 5 estaciones: 3 de ellas formando un transecto en la marisma en función de un gradiente de altura respecto al mínimo intermareal (E 6, en el intermareal, E7 y E8 a 60 y 40 cm respectivamente de altitud) (Fig. 12 y 13), una en el intermareal de la playa (E 9) (Fig. 11) y la última en el intermareal en una zona de clara influencia antrópica en la que, durante años, ha desaguado una estación depuradora de aguas residuales (E 10) (Fig. 11 y 13).
Se estudió: el sedimento de la cuenca en superficie y en profundidad (2-3 cm) en la zona fluvial y de 5 a 6 cm de profundidad en el estuario, el agua del río y las plantas predominantes en los mismos puntos de muestreo. En el intemareal de la marisma se tomó también un cilindro de sedimento de 20 cm de profundidad que equivale a 28 años de sedimentación, teniendo en cuenta la tasa de sedimentación de la zona (0.7 cm año-1 (Rubio et al., 2003)).
Se realizó un experimento de degradación en medio acuático y condiciones aeróbicas y anaeróbicas, de una planta de marisma (Sarcocornia perenni), y otra terrestre que abunda en la cuenca del río (Eucaliptus).
Los pigmentos liposolubles fueron analizados siguiendo el método propuesto por Cárnicas et al (1999). El índice molar C/N se calculó a partir de los valores de composición elemental de carbono y nitrógeno obtenidos por oxidación instantánea a 1100ºC, con cuantificación IR y sensor de conductividad térmica de los gases resultantes. El % M.O. se calculó por diferencia de peso del material seco antes y después de su calcinación a 550ºC durante 3h (Avilés, 2002), y el valor de los discriminantes isotópicos (delta13C, delta15N) se obtuvo por combustión en un analizador elemental Flash EA 1112 y un espectrómetro de masas de relaciones isotópicas (IRMS).
Resultados Se estimó la influencia de una matriz mineral carbonatada en los resultados de C/N de la M.O. del sedimento. Si no se tiene en cuenta esta fracción mineral, los valores de estas dos variables se sobreestiman (Apéndice I del anexo).
La caracterización del sedimento se encuentra en el apartado 3 (pag. 54 a 90).
Al hablar de variabilidad del sistema hay que especificar si se considera a pequeña escala (en una misma estación es muy grande, aunque la fuente de esta variabilidad difiera de unas estaciones a otras), o a gran escala, referido a toda la cuenca o a alguno de los tramos considerados, en cuyo caso, la alta variabilidad que se da en las estaciones, no permite hablar de valores significativamente diferentes entre las estaciones excepto para %M.O., delta15N, feofitina en el tramo fluvial y feofitina en el tramo estuárico, y por tanto habría que considerar la zona como homogénea y mezclada. Tampoco se observaron diferencias significativas en ninguna de las variables analizadas en superficie y profundidad dentro de la misma estación, en ninguno de los puntos muestreados (Tablas 9 a 16 y 32 a 43).
Los gradientes se calculan con los valores medios sin atender a la variabilidad de las variables.
En el cilindro de sedimento de 20 cm de profundidad, se detectó el comienzo de la actividad del embalse por la variabilidad de valores de las distintas variables a partir de los 15 cm de profundidad (1987). En el perfil de M.O. se observa, en superficie, procesos de degradación (superficie punteada) (Fig. 40) seguido de diagénesis, en la que el %M.O. aumenta ligeramente al hacerlo la profundidad con una disminución a 6 y 7 cm de profundidad, coincidiendo con la observación de Clavero et al. (1999a, 2000). La disminución del caudal del río (por el inicio de la actividad del embalse o por periodos de sequía importantes) favorece el aumento en la concentración de nutrientes, y por tanto refleja alta producción, con la consiguiente disminución de la discriminación del 13C y aumento de la de 15N. (Fig. 44). Son estas variables (delta13C y delta15N) las que mejor reflejan los cambios en las condiciones de la cuenca.
En los perfiles de los principales pigmentos no se aprecian tantas fluctuaciones como en los de las variables no pigmentarias, dado que son marcadores más lábiles (Fig. 46 a 48).
Las posibles fuentes de M.O. sedimentada que son el material particulado del agua y las plantas de la cuenca, están caracterizadas en las páginas 101 a 110.
En el agua, a lo largo del tramo fluvial, aumentan los valores medios, tanto de las variables no pigmentarias (discriminación del 13C, porcentajes de C y N y C/N) (Tabla 35) como de las concentraciones de los principales pigmentos fotosintéticos (Cf a, Lut) (Tabla 40). En el tramo estuárico, la única variable que aumenta su valor medio es el delta13C (Tablas 36).
El valor medio del %C y de C/N de las plantas predominantes en el tramo fluvial, es 45.43% y 23.19 respectivamente, lo que supone un 30% mayor que en las plantas de marisma (31.34% y 16.19), sin embargo, el valor medio de la discriminación del 15N es un 36.8% menor (delta15N en plantas del tramo fluvial 4.46 por mil y 7.06 por mil en el estuario) (Tablas 40 y 41).
La dotación pigmentaria de las plantas depende de la cantidad y calidad de la luz (y por tanto de la época del año). Esto ha dado lugar a una gran variabilidad en la concentración de los pigmentos liposolubles analizados que no permite establecer diferencias significativas entre las diferentes plantas (Tabla 43).
La gran variabilidad pigmentaria ha hecho que los biomarcadores pigmentarios hayan sido considerados los peores de los analizados en este trabajo, y de hecho, no se han tenido en consideración.
En el experimento de degradación de Sarcocornia y Eucaliptus en aerobiosis y anaerobiosis, se vio que, la primera se degradó más rápidamente en aerobiosis que en anaerobiosis (Fig. 40 y 59) durante los 80 días que duró el experimento, pero el eucalipto es más resistente a la degradación (Fig. 59 y 60). El delta13C y delta15N se mantuvieron constantes (Fig. 55, 56, 66 y 67). El C/N aumenta hasta 25 (valor de la M.O. refractaria en marismas) en el caso de Sarcocornia (Fig. 54) y no baja de 20 en las hojas de Eucaliptus (la disminución que se observa en la gráfica es debido a los microorganismos epifíticos) (Fig. 65).
Los métodos numéricos basados en modelos de mezclas (Schultz & Calder, 1976; Tan & Stain, 1979b; Lazerte, 1983; Hedges et al., 1988; Matson & Brinson, 1990; Jasper & Gagosian, 1990; MacDonald et al., 1991; Prahl et al., 1994; Thornton & McManus, 1994; Sampei & Matsumoto, 2001; Schubert & Calvert, 2001; Ueda et al., 2003; Wu et al., 2004; Goñi et al., 2003) para determinar los porcentajes en que cada fuente contribuye al conjunto de M.O. del sedimento, no han dado resultados satisfactorios, tanto en este estudio como en los propios de estos autores, por dar algunos resultados negativos.
La búsqueda de la procedencia de la materia orgánica sedimentada se solucionó con un modelo vectorial en un espacio tridimensional determinado por los valores de C/N, delta13C y delta15N (estas variables forman parte de las responsables de la variabilidad según los ACP y son diferentes en las distintas fuentes originales), que permitió establecer las distancias entre el sedimento de las distintas estaciones y las diferentes fuentes consideradas (plantas terrestres, plantas de marisma, agua fluvial, plancton marino y aguas residuales). Esta distancia está inversamente relacionada con la posibilidad de que la M.O. del sedimento proceda de cada fuente, de modo que a partir de ella se obtuvo la probabilidad de participación de cada fuente en el sedimento de cada estación (Fig. 68 a71).
Discusión Son escasos los estudios que abarcan la cuenca completa de un río, relativamente abundantes los que abarcan el tramo fluvial y mucho más frecuentes los que se centran en el tramo estuárico.
La variabilidad en los sedimentos no se hace patente en muchos estudios, apoyados solamente en la consideración de los valores medios.
Los sedimentos fluviales y estuáricos son muy heterogéneos y el río Palmones no es una excepción. Dentro de esta amplia variabilidad, en este estudio se han tomado estaciones con sedimento rico en carbonatos inorgánicos y otras sin carbonatos, por lo que se ha procedido a estimar la influencia de estos compuestos en los valores de C/N y delta13C (apéndice I del anexo).
Una cuestión fundamental a la hora de abordar este estudio es resolver una consideración crítica: la idoneidad de los marcadores de origen de la materia orgánica seleccionados. Dentro de los marcadores de M.O. utilizados en este trabajo, los pigmentos vegetales no han resultado útiles dada la gran variabilidad de sus concentraciones. Esta variabilidad es consecuencia, entre otras cosas, de la variabilidad estacional y de los procesos degradativos que sufren.
Se tenían mejores expectativas con los discriminantes (delta13C y delta15N), tanto para la discriminación de la fuente de M.O. como para determinar el tiempo de degradación y la vía degradativa (aeróbica o anaeróbica) que sigue la M.O. sedimentada (experimento de degradación en condiciones controladas de laboratorio de aerobiosis y anaerobiosis). Se ha visto que durante la degradación de la M.O., el delta13C es la variable que se mantiene más constante y por tanto mantiene la señal de su fuente, por lo que se puede utilizar para establecer el origen de la M.O., pero no resulta útil para determinar ni el tiempo de degradación ni la vía degradativa que ha seguido la M.O.
El delta13C permite diferenciar perfectamente la influencia de las plantas C3 y C4 cuando los ríos atraviesan diferentes ecosistemas en los que se alternan la preponderancia de estos dos tipos de plantas (Bird et al., 1994).
El índice C/N sí es claramente diferente entre las diferentes fuentes de M.O. y, aunque durante los procesos de degradación sufre variaciones, la unión de delta13C, delta15N, C/N, finalmente, ha permitido calcular las probabilidades de contribución de cada fuente en el pool de M.O. sedimentada en cada estación.
Una vez seleccionados los marcadores más útiles para alcanzar el objetivo principal de este trabajo, es necesario contestar a la pregunta ¿Se conserva el estado de los marcadores analizados que hay en las fuentes durante la degradación de estas?. Para ello se realizó el experimento de degradación de la M.O. en condiciones de aerobiosis y anaerobiosis controladas. Las variaciones de delta13C no fueron significativas durante el tiempo de degradación. Según Thornton & McManus (1994) y Kennedy et al. (2004), los valores de delta13C se mantienen constantes, como se ha indicado. Los valores de delta15N tampoco variaron de manera significativa, pero las tendencias de los valores medios indican que, si el tiempo de experimentación hubiera sido superior, al final del periodo, posiblemente, se hubieran obtenido valores significativamente mayores que los originales. Thornton & McManus (1994) afirman que la señal de esta variable varía con la alteración diagenética y los procesos biológicos). En el experimento con eucalipto, al tratarse de hojas de difícil degradación, no se observaron variaciones significativas como consecuencia de la degradación.
La degradación del material vegetal da lugar a una degradación pigmentaria que es más rápida para la Cf a que para la Lut (Tabla 45). Esto se observó también en el sedimento de Palmones y por otros autores en diferentes lugares (mar Báltico (Abele-Oeschler, 1991), río Hudson (Bianchi et al., 1993a)).
Los valores de C/N, según Sollins et al (1984), disminuyen en los sedimentos como consecuencia de una inmovilización microbiana del material nitrogenado, acompañado por la remineralización del carbono; esta disminución es paulatina y el índice se aproxima, según estos autores, asintóticamente a 10 (Meyers, 1994). En el experimento de laboratorio de degradación de Sarcocornia perennis se apreció un aumento de su valor hasta 25, valor que, en las plantas de marisma, se considera M.O. de difícil degradación (Killham, 1994).
El C/N, a pesar de las posibles variaciones que puede sufrir, ha resultado un marcador útil en combinación con delta13C y delta15N.
El análisis, en el espacio, de los marcadores de procedencia de la materia orgánica utilizados en este estudio no muestra gradientes claros, ya que la alta variabilidad a pequeña escala existente da como resultado una cuenca homogénea en la que no se aprecian variaciones significativas entre las diferentes estaciones.
Según diversos autores (Sackett & Thompson (1963), Hedges & Parker (1976), Burnett & Schaeffer (1980), Fontugne & Jonanneau (1987), Laane et al (1990), Thornton & McManus (1994), Middelburg & Nieuwenhuize (1998), Dunn et al. (2008), etc.), es característico del sedimento de los estuarios que la discriminación de 13C disminuya (delta13C aumenta) hacia la desembocadura, ya que va enriqueciéndose en C pesado. Esto se observa en el estuario de Palmones. Los valores de delta13C en la parte alta de los estuarios considerados en la tabla 50 no varían significativamente, siendo el valor medio más elevado el de Palmones y el de Wilson Inlet (Volkman et al., 2008)(en torno a -21 por mil), sin embargo, el delta13C en la parte baja del estuario de Palmones y de Wilson Inlet es significativamente mayor que el que presentan los otros cuatro estuarios (Coombabah Lake, Tay, Escalda) (Dunn et al., 2008; Thornton ¬ McManus, 1994; Middleburg & Nieuwenhuize, 1998 respectivamente) Esto es debido a que la influencia terrestre en estos dos estuarios es mucho menor que en los otros, y la importancia marina mucho mayor. Las diferencias entre los valores medios de esta variable entre la parte alta y baja de los estuario de Palmones, Tay (Thornton & McManus, 1994), Escalda (Middleburg & Nieuwenhuize, 1998), Pearl y adyacentes (Hu et al., 2006), Wilson Inlet (Volkman et al., 2008) y Coombabah Lake (Dunn et al., 2008) oscilan entre 0.4 y 3 por mil (Tabla 50).
Teniendo en cuenta la longitud de los estuarios (5.6 km Palmones; 50 km Tay; 100 km Escalda; 62.5 km Pearl, 2.7 km Coombabah Lake, 14 km Wilson Inlet) y considerando los valores medios de delta13C, los gradientes en el estuario de Palmones y de Coombabah Lake son un grado de magnitud mayor que en los otros estuarios (Tabla 50). Al hacer una representación del gradiente de cada estuario frente a su longitud, (Fig. 75) se aprecia, de una manera más clara, como se relacionan de manera inversa, de modo que el gradiente de delta13C estaría en relación con la longitud de los estuarios.
Diferentes autores han citado un aumento del delta15N hacia la desembocadura del estuario (Thornton & McManus, 1994; Middelburg & Nieuwenhuize, 1998; Hu et al., 2006; Dunn et al., 2008). Volkman et al. (2008) indicaron esta misma tendencia en el estuario de Wilson Inlet (Australia) (Tabla 51). En Palmones, este aumento sigue una tendencia prácticamente lineal frente a la distancia a la desembocadura del río (Fig. 29).
El gradiente de delta15N que presentan los 6 lugares indicados en la tabla 51 pueden agruparse en dos grupos: primera cifra significativa es el segundo decimal (Estuario del Tay, Escalda y del Pearl) y gradiente superior a 0.1 por mil km-1 (Coobabah Lake, Wilson Inlet, Palmones). Este gradiente separa aquellos ríos en los que la descarga media está en torno a 100 m3 s-1 o superior (ríos Tay, Pearl) con un gradiente menor, de aquellos con menor caudal y/o situados en zonas eutróficas o cercanas a estarlo y con aguas someras (Coombabah Lake, Wilson Inlet). El gradiente obtenido en el estuario del río Palmones (0.40 por mil km-1) y sus características (Niell et al., 1996; Clavero et al., 1997a, 1999a, b), lo sitúan en este segundo grupo.
El análisis, en el tiempo, de los marcadores de procedencia de la materia orgánica que se han utilizado se ha realizado en el cilindro de 20 cm de profundidad tomado en el intermareal. En estos cilindros se han encontrado tendencias, claramente diferenciadas, en el periodo anterior a Charco Redondo, el inmediatamente posterior a su inauguración y el posterior, fundamentalmente en los valores de C/N y delta13C y delta15N (Fig. 43, 44). Estas variaciones coinciden con periodos de menor o mayor caudal y mayor o menor producción; a más producción, eutrofia, el carbono discrimina menos (Hill et al., 2008) y el nitrógeno más. Sobre este último aspecto no se han encontrado estudios amplios y completos que coincidan con este punto de vista, lo que puede ser una futura hipótesis de estudio.
La caracterización original de las diferentes posibles fuentes de materia orgánica del sedimento (agua, plantas) se puede observar en la figuras 76 y en las 77 y 78, en las que se superponen los valores obtenidos en este estudio con los de Cloern et al. (2002) y Cook et al. (2004), observándose más coincidencias con el primer trabajo que con el segundo. Estas diferencias sugieren la conveniencia de controlar las fuentes en cada zona de estudio, para establecer la procedencia de la M.O. del sedimento.
Para establecer un modelo que permita conocer el porcentaje que cada fuente de materia orgánica aporta al sedimento, la solución no se encuentra en aplicar una solución numérica en un modelo sencillo de mezcla, ya que se obtienen algunos resultados negativos. Por tanto este método no es adecuado.
La alta variabilidad a pequeña escala es una de las características del sistema y una de las posibles causas por las que este modelo, utilizado por diferentes autores a partir de los valores de distintas variables (C/N, N/C, delta13C, delta15N) en las fuentes, no dan resultados coherentes (Schultz & Calder, 1976; Tan & Stain, 1979b; Lazerte, 1983; Hedges et al., 1988; Matson & Brinson, 1990; Jasper & Gagosian, 1990; MacDonald et al., 1991; Prahl et al., 1994; Thornton & McManus, 1994; Sampei & Matsumoto, 2001; Schubert & Calvert, 2001; Ueda et al., 2003; Wu et al., 2004; Goñi et al., 2003).
Un análisis de diversidad muestra que en el tramo fluvial la diversidad es baja (Tabla 52) con poco aporte alóctono (Fig. 69).
En el tramo estuárico, las diferencias de diversidad entre las distintas estaciones son prácticamente nulas con una equitatividad igual o superior a 0.9 (Tabla 52). La composición cualitativa en estas estaciones es similar (Tabla 53), pero no la cuantitativa (Fig. 70 y 71). La principal fuente de M.O. en este tramo es el plancton marino.
Para determinar la procedencia y cantidad de materia orgánica en el sedimento a lo largo de toda la cuenca, se ha propuesto, en este trabajo, un modelo vectorial tridimensional usando los valores de C/N, delta13C y delta15N (estas variables forman parte de las responsables de la variabilidad según los ACP y en conjunto, son diferentes en las distintas fuentes originales) (Fig. 68). Con él se estima la probabilidad de participación de cada fuente en función inversa a la distancia entre cada estación y cada una de las fuentes consideradas (plantas de marisma, plantas terrestres, agua residual, plancton marino, agua fluvial). A partir de estos valores, se ha llegado a la conclusión de que la principal fuente de M.O. es la acuática (fluvial o marina), con una probabilidad de participación superior al 50%, incluso en las estaciones del transecto que no se encuentran en el intermareal (Fig. 69, 70, 71 y 72).
Caracterización y separación de las estaciones en las que el medio y los aportes de materia orgánica son diferentes. La división que se realizó inicialmente en tramo fluvial y estuárico se muestra como adecuada. La probabilidad de participación en la M.O. sedimentada de cada una de las fuentes consideradas en las distintas estaciones se encuentra resumida en las figuras 69, 70, 71 y 72.
El estuario se revela muy cerrado, con aportes alóctonos terrestres poco significativos (fig. 70 y 71), la marisma se autoabastece en sus ciclos; el elemento fluvial y sobre todo el marino, representa una contribución importante, no hay ¿out-welling¿, el sistema es un sumidero fertilizado por el agua del mar (Clavero et al., 1997a). Esta definición de este pequeño espacio se extrae del registro sedimentario y se propuso ya en los estudios anteriores (Palomo, 2004; Moreno, 2008). Esta hipótesis subyace a la filosofía de trabajo del grupo en el seno del cual se ha desarrollado este estudio.
Evidentemente este estudio no ha terminado, pero ha sido útil para abrir problemas que amplíen el conocimiento que tenemos de esta cuenca.
