Evaluación ambiental integrada de los procesos de antropización en ecosistemas de estuario

Por Marta Román Geada

 

El cambio global

La  especie humana ha dado lugar a cambios en el planeta de tal magnitud que ha llevado a muchos científicos a proponer la existencia de una nueva era geológica, el “Antropoceno” (Steffen et al., 2011) (Figura 1). El reciente avance tecnológico ha provocado que en los últimos 300 años haya aumentado la extensión de suelo urbanizado y cultivado. En concreto entre los años 1700 y 2000 casi el 39% de la superficie terrestre se transformó en tierras agrícolas y asentamientos humanos.

 

Figura 1

Figura 1. Tránsito del planeta hacia el Antropoceno. Ilustración de David Pope (twitter: @davpope).

La alteración del ciclo del nitrógeno y la eutrofización

Este cambio global no solo implica un cambio climático, sino la pérdida de biodiversidad y alteraciones de los ciclos biogeoquímicos. En particular el ciclo del nitrógeno ha sido intensamente alterado. Las actividades humanas han generado un incremento del nitrógeno mediante la fabricación de fertilizantes sintéticos, la emisión de óxidos de nitrógeno procedentes de la combustión de los derivados del petróleo y la generación de aguas residuales de origen humano en las zonas urbanas (Figura 2).

Por otra parte globalmente se ha estimado que un cuarto de la población mundial reside en territorios situados a menos de 100 km de distancia de la línea costera. La consiguiente urbanización ha inhibido la capacidad de los suelos naturales para retener los excesos de nutrientes. Esto potencia la exportación de nutrientes derivados de la actividad humana hacia los ríos y finalmente a los estuarios (Kaye et al., 2006).

 

figura 2

Figura 2. Influencia de las actividades humanas en el ciclo del nitrógeno. © (Pidwirny, 2006).

Los aportes excesivos de nitrógeno hacia los cuerpos de agua producen una fertilización excesiva de los mismos que genera la proliferación de organismos fotosintéticos oportunistas, que tras su crecimiento y muerte son consumidos por bacterias.

El proceso de descomposición de esta materia orgánica causa situaciones de déficit de oxígeno y un incremento de la turbidez. Esto reduce la calidad del hábitat e inhibe el crecimiento de especies más sensibles a alteraciones en el ambiente, con una consiguiente reducción en la diversidad biológica.

 La eutrofización en las praderas marinas

Dentro de los estuarios, las praderas marinas proporcionan numerosos servicios ecosistémicos para el ser humano. Son zonas de alimentación, refugio y cría de especies pesqueras de interés comercial. Además actúan como filtros depuradores naturales de aguas residuales. También tienen un papel importante en la mitigación del cambio climático, ya que son uno de los ecosistemas con mayor capacidad de almacenamiento de CO2 del planeta.

En las costas de Galicia, la especie mayoritaria de pradera marina es Zostera noltei, que ocupa unas 2552 ha. Es la más pequeña de las angiospermas marinas de la Península y suele formar praderas en la zona intermareal (Cacabelos et al., 2015). Sin embargo, la eutrofización conlleva una degradación de las praderas y en casos extremos su desaparición (Figura 3). Esto no solo limita sus funciones como proveedor de servicios ecosistémicos, sino que puede transformar estos ecosistemas de sumideros a fuentes de CO2.

Figura 3 copia

Figura 3. Efecto del incremento en la carga de nutrientes sobre las praderas marinas. © Cortesía de Integration and application Network (ian.umces.edu), University of Maryland Center for Environmental Science. Source: Dennison et al., (2009).

Los efectos de la eutrofización en praderas marinas se pueden cuantificar observando los descensos en su biomasa, en la densidad de brotes o midiendo la reducción de área cubierta por la pradera. Sin embargo la recuperación del ecosistema requiere no sólo reducir las fuentes de nutrientes, sino restaurar las zonas degradadas, lo que puede implicar esfuerzos importantes para los gestores. Para evitar esto, es preferible anticiparse a los daños, mediante la detección temprana de una eutrofización potencial en el sistema.

Cómo detectar aportes de nitrógeno de origen humano

Una herramienta adecuada para detectar los aportes de nitrógeno antropogénico es el análisis de isótopos estables de nitrógeno (δ15N). Los isótopos son átomos que tienen el mismo número de electrones pero diferente número de neutrones. Lo que lleva a que diferentes isótopos de un mismo elemento tengan un comportamiento químico similar pero un comportamiento físico distinto. Los agentes causantes de la eutrofización antropogénica, tales como óxidos de nitrógeno, fertilizantes sintéticos y aguas residuales muestran una señal isotópica diferenciada. Particularmente, señales altas de δ15N son propias de nitrógeno procedente de aguas residuales de origen humano o animal, ya que el proceso de desnitrificación que ocurre en ellas induce un aumento de δ15N. La utilidad de los isotopos estables como trazadores de los aportes de materia a los sistemas naturales ha sido ampliamente reconocida por la comunidad científica (Mancinelli et al., 2015).

Figura 4

Figura 4. δ15N de las principales fuentes potenciales de nitrógeno en aguas superficiales y subterráneas. © Heaton, 1986.

Nuestro objetivo

Mis directores de tesis (Gonzalo Méndez y Emilio Fernández; investigadores de la Universidad de Vigo) y yo, establecimos como objetivo explorar la relación entre los indicadores de presión humana en cuencas fluviales, tales como densidad demográfica y urbanización, con  las señales isotópicas en praderas marinas de Z. noltei situadas en los estuarios vinculados a las cuencas (Figura 5).

Figura 5

Figura 5. Esquema del objetivo planteado para este estudio. © Izquierda: http://www.uky.edu/WaterResources/public/watersheds.php; derecha: Nita et al., 2014. Adaptadas por M. Román Geada.

Diseño experimental

Para ello, en una parte de nuestros trabajos estudiamos la respuesta de las señales isotópicas de nitrógeno en praderas de Z. noltei a diferentes intensidades de densidad de población y de cobertura de suelo artificial en cuencas costeras. En las costas de Galicia seleccionamos 11 praderas de Z. noltei situadas en zonas estuarinas y las correspondientes cuencas fluviales vinculadas a los estuarios (Figura 6).

Figura 6

Figura 6. Sistemas estudiados. © M. Román Geada.

Para las cuencas se recopilaron, entre otros, los datos de la evolución demográfica disponibles en las fuentes oficiales (Instituto Nacional de Estadística (NE), Instituto Gallego de Estadística (IGE)) y se determinaron los cambios en la cobertura del suelo mediante el análisis geográfico de los datos incluidos en la base de datos de CORINE Land Cover. En las praderas, se recogieron muestras de hojas de Z. noltei y del sedimento bajo la planta. En las muestras recogidas se analizó la señal isotópica de nitrógeno mediante espectrometría de masas de relaciones isotópicas.

De los once lugares de estudio, tres fueron seleccionados para explorar la relación entre la evolución temporal de los indicadores de presión antropogénica y las señales isotópicas de nitrógeno (Figura 7). Para ello se muestrearon testigos de sedimento en las praderas de Z. noltei y estos fueron sometidos a análisis de isotopos estables de nitrógeno.

Figura 7

Figura 7. Áreas de estudio en las que se extrajeron testigos sedimentarios. © M. Román Geada.

 

Lo que hemos observado

El δ15N en el sedimento superficial de las praderas estudiadas estaba positivamente correlacionado con la densidad de población y el porcentaje de suelo artificial. Asimismo, los valores de δ15N en las hojas de Z. noltei mostraron una correlación positiva con el porcentaje de suelo artificial (Figura 8). Observamos también valores bajos en Z. noltei en las praderas de Arcade y Lourizán, lo cual podría estar relacionado con mayores aportes de amonio en esas zonas.

Figura 8

Figura 8. Regresiones lineales entre δ15N en praderas de Z. noltei y variables indicadoras de presión antropogénica en cuencas de Galicia. © M. Román Geada.

 

Al comparar los  valores en testigos sedimentarios, los sedimentos de la pradera vinculada a la cuenca con mayor cobertura artificial y mayor densidad de población (A Ramallosa) mostraron valores medios de δ15N en las capas recientes significativamente mayores que en la cuenca con presión antropogénica intermedia (Lourizán), y que en la zona con menor presión antropogénica (Caldebarcos) (Figura 9).

Figura 9

Figura 9. δ15N en las capas sedimentarias recientes de las praderas de Z. noltei. Las letras a y b indican valores medios significativamente diferentes entre los casos de estudio. © M. Román Geada.

 

¿Por qué es relevante?

Las praderas de Z. noltei vinculadas a cuencas más pobladas y urbanizadas acusaron entradas mayores de nitrógeno procedente de aguas residuales de origen humano. No obstante hay indicios de que en las praderas más impactadas se está eliminando nitrógeno mediante procesos de desnitrificación en el sedimento.

Z. noltei mostró una respuesta a los cambios en las fuentes de nitrógeno, pero sus mecanismos de asimilación de nitrógeno dificultaron la interpretación de las fuentes. Por lo que el δ15N en sedimento fue la variable más útil como indicador de los aportes antropogénicos de nitrógeno.

En este trabajo pudimos valorar la eficacia de la respuesta de los valores isotópicos en distintos componentes de las praderas de Z. noltei y estudiar la influencia del desarrollo humano sobre ecosistemas de estuario en la costa gallega.

Las evidencias de entradas relevantes de nitrógeno antropogénico a un ecosistema acuático permitirán a los gestores llevar a cabo medidas de prevención, cuyo objetivo final será la reducción de los aportes de materia orgánica de las cuencas. Entre ellas se podrían destacar la mejora en los tratamientos de depuración de aguas residuales, la reducción de los caudales de descarga de efluentes ricos en materia orgánica o la regulación en la fertilización agrícola.

Además se nos han presentado nuevas preguntas que suponen retos para trabajar en el futuro tales como la estimación de la capacidad de secuestro de carbono en las praderas marinas de las costas gallegas. Ampliar el conocimiento sobre este servicio ecosistémico, útil en la mitigación del cambio climático, es un argumento más para promover la conservación de las praderas marinas y por tanto la detección anticipada de su eutrofización.

 

Referencias

Cacabelos, E., Quintas, P., Troncoso, J.S., Bárbara, I., García, V., Cremades, J., Garmendia, J.M., Puente, A., Recio, M., Ondiviela, B. 2015. Las praderas marinas de España: una visión general. La biodiversidad de las praderas españolas: Atlántico norte. En: Ruiz, J.M., Guillén, J.E., Ramos Segura, A., Otero, M.M. (Eds.). Atlas de las praderas marinas de España. IEO/IEL/UICN. Solprint, Málaga pp. 87-91. (http://www.ieo.es/atlas-praderas-marinas).

Dennison, W.C., Thomas, J.E., Cain, C.J., Carruthers, T.J.B., Hall, M.R., Jesien, R.V., Wazniak, C.E. & Wilson, D.E. (Eds.). 2009. En: Shifting sands: environmental and cultural change in Maryland’s Coastal Bays. IAN Press, USA.

Heaton, T.H., 1986. Isotopic studies of nitrogen pollution in the hydrosphere and atmosphere: A review. Chemical Geology 59: 87–102.

Kaye, J.P., Groffman, P.M., Grimm, N.B., Baker, L.A., Pouyat, R. V., 2006. A distinct urban biogeochemistry? Trends in Ecology and Evolution. 21: 192–199. (doi:10.1016/j.tree.2005.12.006).

Mancinelli, G., Vizzini, S., 2015. Assessing anthropogenic pressures on coastal marine ecosystems using stable CNS isotopes: State of the art, knowledge gaps, and community-scale perspectives. Estuarine Coastal and Shelf Science. 156: 195–204. (doi:10.1016/j.ecss.2014.11.030).

Nita, V., Micu, D., Nenciu, M. 2014. First attempt of transplanting the key-species Cystoseira barbata and Zostera noltei at the Romanian coast. (Figure 4). Cercetari Marine (44): 147-163.

Pidwirny, M. 2006. The Nitrogen Cycle. Fundamentals of Physical Geography, 2nd (Ed.). (http://www.physicalgeography.net/fundamentals/9s.html).

Steffen, W.; Grinevald, J.; Crutzen, P., McNeill, J. 2011. The Anthropocene: conceptual and historical perspectives. Philosophical transactions of the Royal Society 369: 842-867. (doi: 10.1098/rsta.2010.0327).

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