Embed Size (px)
Citation preview
ESTUDI EXPERIMENTAL SOBRE
LA INFLUÈNCIA DE
DEFLECTORS FLUVIALS
EN LA RETENCIÓ DE NUTRIENTS
ANNA LUPON NAVAZO
DIRECTOR: FRANCESC SABATER
DEPARTAMENT D’ECOLOGIA UB
SETEMBRE 2009
RESUM
Els canvis en l’ús del sòl han modificat de manera alarmant els sistemes fluvials, provocant
problemes d’eutrofització i alterant la hidrologia i la morfologia dels canals. La capacitat
dels rius per a retenir, processar i transportar els nutrients és fonamental per a solucionar
aquests problemes. Per aquest motiu, els projectes de restauració destinen molts esforços a
recuperar l’estructura i la funcionalitat dels rius. Actualment, s’està investigant si les zones
de retenció hidràulica transitòria, que són refugi de molts microorganismes, poden tenir un
paper clau en els processos d’autodepuració fluvial.
En aquest treball s’ha examinat l’efecte dels deflectors, tant orgànics com inerts, sobre la
retenció hidràulica transitòria i l’assimilació de nutrients. En l’estudi experimental, s’ha
alterat la morfologia d’un canal artificial a Gualba (Montseny) instal·lant deflectors
vegetats i deflectors impermeables. Per a cada tractament, s’han calculat els paràmetres
hidràulics, de retenció hidràulica transitòria i d’assimilació d’amoni i de fòsfor a partir d'un
conjunt d'experiments d’addició de soluts.
Els deflectors impermeables han augmentat l’àrea de retenció hidràulica AS (27%), AS:A
(83%) i els coeficients totals d’assimilació K NH4+-N (77%) i K PRS-P (128%). Els
deflectors vegetats han augmentat AS (93%), AS:A (153%), el coeficient de bescanvi α
(64%), l’índex HRF (80%), K NH4+-N (146%), K PRS-P (320%), λS NH4
+-N (1000%) i
λS PRS-P (1000%).
Aquests resultats demostren que els deflectors augmenten l’assimilació de nutrients, en
afavorir les zones de retenció hidràulica transitòria. El tipus de deflectors a instal·lar depèn
dels processos a potenciar. Els deflectors, impermeables o vegetats, incrementen l’àrea de
les zones de retenció hidràulica pre-existents, afavorint l’assimilació de fòsfor pel biofilm
superficial. Els deflectors vegetats, a més, afavoreixen l’intercanvi amb la zona intersticial
i potencien l’assimilació d’amoni per via heteròtrofa.
Les tesis anteriors són aplicables a projectes de restauració. Llur aplicació a un tram del riu
Ridaura, amb elevada eutrofització, ha permès concloure la conveniència d'instal·lar-hi
deflectors vegetats.
I
INDEX
1. INTRODUCCIÓ............................................................................................................. 1
1.1. ANTECEDENTS................................................................................................................. 1
1.2. OBJECTIUS I HIPÒTESI ................................................................................................. 4
1.3. ORGANITZACIÓ DE LA MEMÒRIA ............................................................................ 6
2. MATERIALS I MÈTODES .......................................................................................... 7
2.1. ÀREA D’ESTUDI ............................................................................................................... 7
2.2. DISSENY EXPERIMENTAL............................................................................................ 9
2.3. ADDICIÓ DE SOLUTS.................................................................................................... 11
2.4. ANALÍTIQUES DE L’AMONI I DEL FÒSFOR REACTIU SOLUBLE ................... 15
2.5. CARACTERITZACIÓ DE LES VARIABLES FÍSIQUES I
HIDRODINÀMIQUES BÀSIQUES............................................................................... 16
2.6. ESTIMACIÓ DELS PARÀMETRES HIDRÀULICS................................................... 17
2.7. CÀLCUL DE LA RETENCIÓ DE NUTRIENTS.......................................................... 20
2.8. ANÀLISIS ESTADÍSTIQUES......................................................................................... 22
3. RESULTATS ................................................................................................................ 23
3.1. CARACTERITZACIÓ DELS TRAMS ESTUDIATS................................................... 23
3.1.1. PARÀMETRES HIDRÀULICS................................................................................ 23
3.1.2. RETENCIÓ HIDRÀULICA TRANSITÒRIA .......................................................... 24
3.1.3. ASSIMILACIÓ DE NUTRIENTS............................................................................ 25
3.2. CARACTERITZACIÓ DELS TRACTAMENTS AMB DEFLECTORS ................... 25
3.2.1. PARÀMETRES HIDRÀULICS................................................................................ 26
3.2.2. RETENCIÓ HIDRÀULICA TRANSITÒRIA .......................................................... 27
3.2.3. ASSIMILACIÓ DE NUTRIENTS............................................................................ 29
3.2.3.1. ASSIMILACIÓ DE L’AMONI ............................................................................... 30
3.2.3.2. ASSIMILACIÓ DEL FÒSFOR............................................................................... 31
3.3. CORRELACIÓ ENTRE ELS PARÀMETRES DE RETENCIÓ HIDRÀULICA I
ELS D’ASSIMILACIÓ DE NUTRIENTS..................................................................... 33
4. DISCUSSIÓ .................................................................................................................. 37
4.1. ELS PARÀMETRES HIDRÀULICS EN FUNCIÓ DEL TRACTAMENT
APLICAT.......................................................................................................................... 37
4.2. LES ZONES DE RETENCIÓ HIDRÀULICA TRANSITÒRIA EN FUNCIÓ
DEL TRACTAMENT APLICAT................................................................................... 39
II
4.3. ASSIMILACIÓ DE NUTRIENTS................................................................................... 44
4.3.1. ASSIMILACIÓ DE L’AMONI ............................................................................... 46
4.3.2. ASSIMILACIÓ DEL FÒSFOR ............................................................................... 49
5. PROPOSTA D’INSTAL·LACIÓ DE DEFLECTORS EN UN CAS REAL:
RIERA DE RIDAURA ................................................................................................ 53
5.1. ÀREA D’ESTUDI.............................................................................................................. 54
5.2. MATERIALS I MÈTODES ............................................................................................. 55
5.3. RESULTATS ..................................................................................................................... 57
5.4. PROPOSTA DE RESTAURACIÓ .................................................................................. 58
5.4.1. NECESSITAT D’INSTAL·LAR DEFLECTORS ................................................... 59
5.4.2. TIPUS DE DEFLECTOR ........................................................................................ 60
5.4.3. DISSENY................................................................................................................. 61
6. CONCLUSIONS .......................................................................................................... 63
BIBLIOGRAFIA............................................................................................................... 67
ANNEX 1: LA DINÀMICA DEL NITROGEN I EL FÒSFOR EN ELS
SISTEMES FLUVIALS.....................................................................................................79
1. INTRODUCCIÓ .......................................................................................................... 79
2. EL CICLE DELS NUTRIENTS EN L’ECOSISTEMA FLUVIAL........................ 79
2.1. CICLE DEL NITROGEN ................................................................................................ 80
2.2. CICLE DEL FÒSFOR...................................................................................................... 81
3. EL TRANSPORT DE NUTRIENTS EN ELS SISTEMES FLUVIALS................. 83
3.1. TRANSPORT DE SOLUTS EN ELS SISTEMES FLUVIALS.................................... 83
3.2. TRANSPORT DE NUTRIENTS EN EL SISTEMA FLUVIAL................................... 86
4. FACTORS QUE INFLUENCIEN LA DINÀMICA DE NUTRIENTS EN ELS
SISTEMES FLUVIALS............................................................................................... 87
4.1. CONTROL ABIÒTIC DE LA DINÀMICA DE NUTRIENTS..................................... 88
4.2. CONTROL HIDROLÒGIC DE LA DINÀMICA DELS NUTRIENTS ...................... 88
4.2. CONTROL BIÒTIC DE LA DINÀMICA DELS NUTRIENTS................................... 89
III
ANNEX 2: GRÀFIQUES DELS EXPERIMENTS D’ADDICIÓ DE SOLUTS.......... 91
1. INTRODUCCIÓ........................................................................................................... 91
2. GRÀFIQUES DE LES CAMPANYES D’ABRIL 2009............................................ 91
2.1. GRÀFIQUES DE CONDUCTIVITAT ........................................................................... 91
2.2. GRÀFIQUES DE LA CONCENTRACIÓ D’AMONI................................................... 93
2.3. GRÀFIQUES DE LA CONCENTRACIÓ DE FÒSFOR .............................................. 95
3. GRÀFIQUES DE LES CAMPANYES DE JUNY 2009 ........................................... 96
3.1. GRÀFIQUES DE CONDUCTIVITAT ........................................................................... 96
3.2. GRÀFIQUES DE LA CONCENTRACIÓ D’AMONI................................................... 99
3.3. GRÀFIQUES DE LA CONCENTRACIÓ DE FÒSFOR ............................................ 102
IV
1
1. INTRODUCCIÓ
1.1. ANTECEDENTS
Durant les últimes dècades, el territori ocupat per les activitats humanes ha augmentat a
escala global i es preveu que continuï incrementant-se al llarg del segle XXI [Crouzet et
al., 1999]. El canvi en l’ús del sòl, l’augment de l’agricultura i la creixent urbanització han
modificat de manera alarmant els sistemes fluvials, alterant tant la qualitat de l’aigua com
la dinàmica de l’ecosistema aquàtic [Merseburger et al., 2009].
La major causa de degradació de les aigües corrents és l’aportació difosa, contínua i
acumulativa de nutrients al riu a partir de l’escorrentia superficial i subterrània [EEA,
2003]. L’enriquiment en nitrogen i fòsfor de les aigües provoca problemes
d’eutrofització, comportant el creixement excessiu de les plantes aquàtiques i condicions
d’anòxia que poden afectar la qualitat del medi i interferir en les activitats humanes que
s’hi duen a terme [Vervier et al., 2009]. L’eutrofització no només provoca severes
conseqüències en el sediment i els organismes aquàtics del sistema, sinó que també pot
comportar greus impactes en altres ecosistemes associats aigües avall [Meyer et al.,
1981; Triska, 1984; Peterson et al., 1997]. El nitrogen i el fòsfor són els principals
causants d’eutrofització, ja que acostumen a ser els nutrients que limiten l’activitat
biològica en els sistemes fluvials. Ambdós nutrients es troben en forma orgànica,
inorgànica, dissolta i particulada en els rius, però són més bioassimilables en la seva
forma inorgànica dissolta, com l’amoni o el fosfat.
La capacitat dels rius per a retenir, processar, transformar i transportar els nutrients
mitjançant processos biòtics i abiòtics és fonamental per a evitar problemes d’eutròfia en
llacs, aiguamolls i aigües costaneres [Inwood et al., 2005]. Per això, conèixer la
dinàmica del nitrogen i del fòsfor en sistemes fluvials és un objectiu prioritari per als
ecòlegs. A tal fi, s’han dissenyat diferents experiments d’addició de nutrients per a
estudiar els processos hidrològics i no hidrològics que determinen el seu destí. Donat
que els processos hidrològics són claus per a entendre els cicles dels nutrients, s’ha
desenvolupat el model conceptual d’espiral de nutrients (nutrient spiraling) [Webster &
Patter, 1979], que explica com els nutrients generats a un indret són transportats aigües
avall abans de ser reutilitzats. La figura 1 il·lustra com un solut és transportat una
2
determinada distància abans de ser interromput temporalment per l’assimilació bentònica (Sw)
i com és retornat a la columna d’aigua un cop mineralitzada la matèria orgànica aigües avall.
L’espiral de nutrients ha servit com a principi organitzatiu per a dissenyar models que
permetin estudiar el transport de carboni orgànic i nutrients associat a l’assimilació dels rius
durant més d’un quart de segle [Poole et al., 2008].
BIOTA I SEDIMENT
SW
SOLUT SOLUT
APORTACIONS
SB SW S
Figura 1. Esquema de l’espiral de nutrients en el transport de soluts dels sistemes fluvials.
D’altra banda, el problema de l’eutrofització s’ha vist agreujat per la urbanització, que ha
modificat el règim de cabals, reduït la connectivitat i canalitzat els rius, fent augmentar la
velocitat i l’energia de l’aigua. Les alteracions hidrològiques i morfològiques han afectat
greument als factors associats a la retenció de nutrients, com la seva concentració [Dodds
et al., 2002], el temps de residència i la temperatura de l’aigua [Valett et al., 1996;
Butturini & Sabater, 1998], la mida del canal [Wollheim et al., 2001] i els processos
associats als organismes responsables de la seva assimilació [Meyer et al., 2005; Harvey et
al., 1993; Gooseff & McGlimm, 2005; Hall & Tank, 2003].
Les propietats hidrològiques també s’han vist afectades, especialment les zones de
retenció hidràulica transitòria (transient storage) [Jones & Holmes, 1996; Mulholland et
al., 1997]. Les zones de retenció hidràulica transitòria són aquelles parts del riu on les
aigües es mouen lentament i/o existeix un bescanvi d’aigua amb el sediment superficial
i/o sub-superficial [Stream Solute Work, 1990]. Aquestes zones són reguladores
potencials dels nutrients, al ser refugi de molts microorganismes que no estan adaptats a
3
elevades velocitats i que tenen un paper clau en els processos assimilatoris de nutrients
[Grimm et al., 1984; DeAngelis et al., 1995]. Les zones de retenció hidràulica transitòria
es poden classificar en les zones superficials (in-channel) i la zona hiporreica (hiporheic
zone). Les primeres són aquelles que augmenten el contacte temporal i espacial entre la
columna d’aigua i el sediment superficial, com els remolins, els recessos (zones amb
moviment recirculatori gran i lent), els forats laterals i les zones de recirculació petites i
ràpides de darrera les obstruccions [Bencala & Walters, 1983]. La zona hiporreica, per la
seva part, la formen els espais intersticials del sediment com, per exemple, els espais
entre pedres i/o arrels.
El conjunt d’alteracions indicades en els paràgrafs anteriors ha causat la reducció de la
complexitat estructural i la pèrdua de processos biogeoquímics implicats en la funcionalitat
del sistema, fent-lo més vulnerable davant de futures pertorbacions [Paül & Meyer, 2001].
Per aquest motiu, els projectes de restauració destinen gran quantitat d’esforços econòmics
per a recuperar l’estructura i la funció dels rius a partir de potenciar les zones de retenció
hidràulica transitòria [Gooseff et al., 2002]. Un dels mecanismes més efectius per a
aconseguir aquesta potenciació és el desenvolupament d’estructures dintre el canal, que
augmenten el temps de transport i la retenció de nutrients. La idea va sorgir quan, a
l’estudiar la variació estacional del metabolisme riperià, es va observar que les fulles
caigudes durant la tardor creaven petites preses de matèria orgànica que feien augmentar
les zones de retenció hidràulica transitòria [Hart et al.,1999; Haggard & Storm 2003;
Argerich et al.,2008b]. Seguint aquesta hipòtesi, Valett et al. [2002] van fer un estudi més
elaborat, on van observar que, en afegir runes de fusta, s’afavoria la revegetació,
l’estabilització del canal, la reducció de l’erosió i la retenció de partícules fines.
Similarment, Ensign i Doyle [2005] van concloure que la instal·lació de deflectors podia
generar noves zones mortes al canal fluvial i un increment del contacte amb la zona
hiporreica. Posteriorment, Roberts et al. [2007] van intentar confirmar-ho afegint obstacles
orgànics que canviaven la morfologia del riu. Les runes orgàniques instal·lades van
aconseguir reduir l’energia de l’aigua, crear més zones mortes (com recessos i remolins) i
afavorir la colonització de microorganismes autòtrofs i heteròtrofs del biofilm.
Tanmateix, molts altres estudis realitzats han obtingut resultats poc o gens satisfactoris a
l’intentar potenciar l’assimilació de nutrients a partir de les zones de retenció hidràulica
4
transitòria [Martí et al., 1997; Butturini & Sabater, 1999; Hall et al., 2002; Webster et al.,
2003; Niyogi et al., 2004]. Les desavinences en els resultats presentats demostren que
encara es coneix poc sobre el paper de les zones de retenció hidràulica transitòria en
l’assimilació i el transport dels nutrients en els sistemes fluvials.
1.2. OBJECTIUS I HIPÒTESI
L’objectiu d’aquest treball és determinar si existeix la possibilitat d’afavorir l’assimilació
dels nutrients a partir de potenciar les zones de retenció hidràulica transitòria amb
modificacions estructurals del canal mitjançant deflectors. Més enllà d’altres estudis, es
vol analitzar si les respostes hidràuliques i d’assimilació poden variar en funció del tipus
de deflector, considerant els deflectors orgànics (estructures de bioenginyeria amb
vegetació hal·lofítica) en contraposició als deflectors inerts i impermeables (estructures de
formigó o gabions). En cas d’obtenir diferents respostes en funció del tipus de deflector,
dels resultats se’n volen extreure principis que facilitin la selecció del tractament per a
restaurar les rieres mediterrànies que han estat canalitzades.
Després de fer una recerca exhaustiva en la bibliografia, s’ha considerat oportú prendre
com a premissa de partida que, en instal·lar els deflectors, s’aconsegueix donar major
complexitat al flux del canal fluvial. La idea és que els deflectors alenteixen la velocitat de
l’aigua, creant noves zones de retenció hidràulica transitòria i afavorint l’intercanvi amb la
zona hiporreica. A causa de la diferent naturalesa dels deflectors, s’ha fet la consideració
de què les interaccions físiques entre aquests i l’aigua no seran les mateixes. En principi,
s’espera trobar més zones de retenció hidràulica transitòria en el tractament amb deflectors
vegetats, ja que el substrat permeable permet la formació d’un nou espai entre les arrels de
les plantes hel·lòfites. A més, el contacte de les arrels amb el substrat pot potenciar
l’intercanvi amb la zona hiporreica, afavorint els processos metabòlics propis d’aquest
hàbitat davant els processos associats a la columna d’aigua.
D’altra banda, es creu que els canvis produïts a la zona de retenció hidràulica transitòria
afavoreixen els processos físics i biològics relacionats amb l’assimilació de nutrients. Així,
en alentir-se la velocitat de l’aigua, no només augmenten els processos de sedimentació i
sorció [Madsen et al., 2001], sinó que també es veuen significativament afavorits els
5
processos metabòlics. Aquestes afirmacions es basen en què les noves zones de retenció
hidràulica transitòria potencien el contacte de l’aigua amb el biofilm del sediment
superficial i amb la zona hiporreica, aconseguint una major assimilació per part del
metabolisme autòtrof i heteròtrof.
Per tant, extrapolant els resultats d’estudis que analitzaven la influència d’obstacles
naturals en rius, es considera que les característiques concretes de cada tipus de deflector
afectaran a la variabilitat del substrat [D’Angelo et al.,1993], la profunditat de la llera
[Harvey & Bencala, 1993], la porositat [Morrice et al., 1997], la permeabilitat [Triska et
al., 1989], les diferents zones de retenció hidràulica transitòria existents [Argerich et al.,
2008b] i les algues i comunitats microbianes que hi habiten [Mulholland et al., 2000]. En
conseqüència, també afectaran de diferent manera al cicle de l’amoni i el fòsfor, ja que els
processos físics i biològics associats a cada nutrient són diferents. Habitualment, l’amoni
està regulat per l’assimilació heterotròfica, la nitrificació i la sorció [Peterson et al., 2001],
mentre que el fòsfor depèn de la precipitació, la sorció i la producció primària del biofilm
[Reddy et al.,1999]. A més, es considera que la incorporació de vegetació en els deflectors
pot fer augmentar en major grau l’assimilació de nutrients, com s’ha observat en diferents
estudis [Meyer, 1979; Mulholland et al., 2000].
Si realment es confirma que cada tractament potencia uns processos determinats, seria
possible determinar quin tipus de deflector és el més apropiat per a cada restauració en
funció del problema que afecti a la riera.
Per a validar les hipòtesis anteriors, s’ha alterat la morfologia d’un canal artificial a Gualba
(Montseny, Catalunya) instal·lant dos tipus diferents de deflectors: deflectors
impermeables i deflectors vegetats. Per a cada tractament, s’han calculat els paràmetres
associats a la retenció hidràulica transitòria i a l’assimilació de l’amoni i el fòsfor i,
posteriorment, s’han realitzat una sèrie de tractaments estadístics per a comparar la seva
variació en els diferents experiments.
Com es discuteix més endavant, l’estudi experimental realitzat aporta nous coneixements
en aquesta àrea a partir de relacionar la restauració estructural del canal amb les zones de
retenció hidràulica transitòria i els processos funcionals associats a l’assimilació dels
nutrients.
6
1.3. ORGANITZACIÓ DE LA MEMÒRIA
Aquesta memòria s'ha organitzat en sis capítols i dos annexos. El capítol 2 recull el disseny
experimental realitzat, especificant el material i els mètodes emprats per a calcular els
paràmetres relacionats amb les zones de retenció hidràulica transitòria i amb l’assimilació
de nutrients. El capítol 3 recopila els resultats obtinguts, els quals són exhaustivament
discutits en el capítol 4. El capítol 5 presenta l'aplicació de les tesis presentades al capítol 4
a un cas real. Finalment, el capítol 6 recull les conclusions extretes en aquest estudi, les
possibles aplicacions dels resultats i noves línies de recerca.
Per a completar aquesta memòria, s’ha considerat raonable afegir un primer annex on es
presenta un breu resum de la dinàmica del nitrogen i el fòsfor en els sistemes fluvials, ja
que al llarg de tot el projecte es fa esment als conceptes explicats. Per la seva banda,
l'annex 2 recull tots els gràfics obtinguts en els experiments.
7
2. MATERIALS I MÈTODES
Actualment existeixen diferents mètodes per a estudiar el paper de les zones de retenció
hidràulica transitòria en l’assimilació de nutrients. Els més emprats són els experiments
d’addicions de soluts, que es basen en comparar l’evolució dels diferents nutrients respecte
un element traçador al llarg del temps i, a partir de les corbes obtingudes, calcular els
paràmetres hidrològics, de retenció hidràulica transitòria i d’assimilació de nutrients.
A continuació es detallen les característiques de la zona on s’han dut a terme els
experiments d’addició de soluts d’aquest estudi, el disseny experimental que s’ha utilitzat
per a aconseguir els diferents tractaments i els mètodes d’anàlisi de nutrients al laboratori.
Posteriorment, també s’expliquen el programa i els mètodes emprats per a calcular tant els
paràmetres de retenció hidràulica transitòria com d’assimilació de nutrients. Finalment, es
descriuen els tractaments estadístics que s’han utilitzat per a analitzar els resultats
obtinguts en els apartats anteriors.
2.1. ÀREA D’ESTUDI
L’estudi s’ha dut a terme en un canal de rec artificial situat a l’entrada del poble de Gualba
(Montseny), a 60 km al nord de la ciutat de Barcelona, Catalunya (417332 º N, 25034º E).
El canal extreu aigua de la riera de Gualba, afluent del riu Tordera, i transcorre
paral·lelament a aquesta durant 2 km a una distància compresa entre 2 i 3 metres fins a
desembocar en camps de conreu.
La vegetació la conforma un bosc de galeria que cobreix tota la riera. L’estrat arbori està
comprès principalment per Platanus x hispanicus, però també s’hi troben individus Alnus
glutinosa i Salix alba. La vegetació subarbòria la formen diferents espècies de
Pteridophyta, juntament amb Lamium maculatum i Urtica dioica. L’espècie hel·lòfita més
abundant és Iris pseudoacorus, però també hi ha presència de Càrex vulpina, Typha
latifòlia, Scirpus holoschoenus i Juncus sp.
La figura 2 és una fotografia del tram del canal on s’ha realitzat l’experiment. Es pot observar
la seva morfologia, la proximitat a la riera de Gualba i la vegetació del bosc de ribera.
8
Figura 2. Fotografia de la riera de Gualba (dreta) i el tram del canal de
rec on s’han realitzat els experiments (esquerra).
Els experiments de camp s’han realitzat en dos trams consecutius de 20 metres de longitud,
de manera que l’inici del tram 2 està a una distància de 2 metres del final del tram 1. El
criteri seguit per a escollir els trams ha estat la similitud de la morfologia, tenint en compte
la sinuositat, la vegetació, el substrat, l’amplada i la fondària del canal. Com es pot
observar en la figura 3, ambdós trams són rectilinis i no contenen vegetació hal·lòfita
dintre la llera. El tram 1 té una amplada mullada de 90 ± 11 cm i una profunditat de
6,2 ± 1,9 cm, mentre que el tram 2 presenta una amplada mullada de 81 ± 11 cm i una
profunditat de 5,3 ± 1,3 cm.
El substrat dels dos canals és homogeni i comparable, format per 2-3 cm de sorra de gra fi
que conté un 1,3% de matèria orgànica. La concentració de clorofil·la A del biofilm és de
0,052 μg/cm2. La concentració basal de nutrients a la columna d’aigua és baixa, de
0,03 ± 0,005 μg/L de NH4+-N i 0,020 ± 0,002 μg/L de PRS-P.
D’altra banda, en tractar-se de trams consecutius, s’ha assegurat que l’aigua que ha circulat
per ambdós trams ha estat la mateixa, és a dir, que no hi ha hagut ni incorporació ni
extracció d'aigua en el conjunt dels trams. Durant totes les campanyes, el cabal ha estat
regulat de manera aproximada per una presa a l’entrada del canal.
9
Figura 3. Fotografies del tram 1 (esquerra) i del tram 2 (dreta) del canal
on s’han realitzat els mostrejos, Gualba.
2.2. DISSENY EXPERIMENTAL
El treball de camp s’ha dut a terme en dos períodes de mostreig, durant els mesos d’abril i
juny de 2009, respectivament. En total, s’han realitzat disset campanyes, però només s’han
obtingut dades vàlides en cinc campanyes de cada període. Per tal de poder extreure
resultats congruents, les addicions realitzades amb un mateix tractament s’han considerat
com a rèpliques entre elles.
Durant el primer període (abril 2009), les addicions han servit per a descriure els trams
escollits, determinar els paràmetres hidràulics i de retenció de nutrients i comprovar que
dits paràmetres són significativament semblants entre ambdós trams.
En el segon període de mostreig (juny 2009), s’han realitzat tant els tractaments amb
deflectors impermeables i inerts com els tractaments amb els deflectors vegetats, de
substrat permeable i orgànic. En tots els experiments els deflectors s’han instal·lat en el
tram 2, deixant el tram 1 com a tram de control (sense tractament).
10
Per a aconseguir aquests tractaments s’han col·locat 13 bales de fiber roll vegetats amb Iris
pseudacorus, Càrex vulpina i Scirpus holoschoenus, de manera que ocupessin el 60 % de
la longitud del tram 2. Tal i com es mostra a la figura 4, les bales s’han alternat a banda i
banda del canal deixant una distància de 95 - 105 cm entre elles i formant un angle de 40-
50º respecte el marge del canal que estava en contacte amb la part davantera.
95 - 105 cm
40º- 50º
95 - 105 cm
40º- 50º
40º- 50º
Figura 4. Fotografia (esquerra) i esquema (dreta) de la distribució dels deflectors vegetats al llarg
dels trams. Els deflectors ocupaven un 60% dels trams i s’alternen a banda i banda del canal
deixant una distància de 95-105 cm entre ells i formant un angle de 40-50º respecte el marge
del canal que estava en contacte amb la part davantera.
Cada bala de fiber roll tenia de 35 a 55 cm de longitud i 30 cm de diàmetre. El substrat
contenia una matriu de fibra de coco 100% biodegradable i compactada amb una xarxa
estructural exterior de polipropè de 50 mm de malla i 2,5 mm de diàmetre sense nusos. El
pes del rotllo en sec era de 10,9 kg/m.l. i, en humit, de 30 kg/m.l.
Per a crear el substrat impermeable d’igual forma i consistència física, s’han cobert les
bales fiber roll amb bosses de plàstic de 105 x 85 cm. Com que l’efecte que s’ha volgut
aconseguir és el d'igual morfologia, ha estat imprescindible adaptar les bosses a les
diferents formes de cada bala, ja sigui lligant-les o doblegant-les. La figura 5 mostra el canvi
de substrat, però no de morfologia, que s’ha aconseguit amb els deflectors impermeables.
11
Figura 5. Fotografia de la distribució dels deflectors impermeables al llarg
dels tram mostrejat. La morfologia dels deflectors i la seva posició en el
canal són les mateixes que les del tractament amb deflectors vegetats.
2.3. ADDICIÓ DE SOLUTS
Les addicions d’ambdós períodes s’han realitzat seguint el mateix protocol de mostreig. La
solució injectada contenia un element conservatiu traça (Cl- en forma de NaCl) per a
estimar els paràmetres hidràulics del canal. A més, s’ha afegit amoni (NH4+-N) en forma
de NH4Cl i fòsfor (PO4-P) en forma de K2H2PO4 per a poder comptabilitzar la retenció de
nutrients en cada cas. Concretament, el preparat de solució contenia 20 L d’aigua
destil·lada (H2O), 1000 g de NaCl, 16 g de NH4Cl i 8 g de K2H2PO4. Les conductivitats de
cada solució estan especificades a la taula 1.
Totes les addicions s’han realitzat entre les 10:00 i les 14:00 i la duració de cada
experiment ha estat de 16 a 20 minuts. La solució preparada s’ha injectat 2 m aigües amunt
de l’inici del tram a estudiar mitjançant una bomba peristàltica. El flux de la bomba era
ajustat abans de començar l’experiment amb l’ajuda d’una proveta de 10 mL i un
cronòmetre. Per tal d’assegurar la barreja entre la solució i l’aigua del canal, s’ha fabricat
una petita presa amb ràpids a sota el punt d’injecció. La figura 6 mostra el muntatge i el
material emprat en els experiments, que consisteix en el dipòsit que contenia la solució, la
bomba, una bateria de 12 V i un tub de plàstic.
12
DIA DE
MOSTREIG
CE SOLUCIÓ INJECTADA
(mS/cm)
12/04/2009 65,7
19/04/2009 65,7
23/04/2009 66,9
25/04/2009 66,9 P
rim
era
Ron
da
(Ab
ril 2
009)
27/04/2009 65,9
18/06/2009 71,8
20/06/2009 75,4
22/06/2009 74,4
23/06/2009 76,7
Seg
ona
Ron
da
(Ju
ny
2009
)
02/07/2009 77,5
Taula 1. Conductivitat (CE) de les solucions emprades en els experiments d’addició
de soluts realitzats al llarg de les deu campanyes de mostreig.
Figura 6. Fotografia del muntatge emprat per a injectar la solució en els experiments realitzats, que
consisteix en el dipòsit que contenia la solució, la bomba, una bateria de 12 V i un tub de plàstic.
La conductivitat s’ha enregistrat automàticament cada 5 segons, tant a l‘inici com al final
del tram, mitjançant dos conductímetres WTW, model LF 340 (veure figura 7). La figura 8
mostra l’evolució típica de la conductivitat enregistrada. S’observa com aquesta augmenta
a partir d’un valor basal fins assolir un valor que es manté constant durant un temps
(plateau) i, posteriorment, disminueix a una velocitat determinada fins a retornar al valor
basal. Tots els soluts injectats presenten una variació de la seva concentració similar.
13
Figura 7. Fotografia del conductímetre WTW, model LF 340 amb el qual
s’enregistrava la conductivitat cada 5 segons al llarg de tot
l’experiment d’addició de soluts.
80
90
100
110
120
130
140
150
00:00 07:12 14:24 21:36
Temps (min)
CE (μS/s)
Figura 8. Gràfic de l’evolució de la conductivitat (CE) al llarg del temps
de duració de l’experiment d’addició de solut realitzat el 19 d’abril
al tram 1 del Canal de Gualba, Catalunya.
Per a determinar els nutrients, s’han recol·lectat mostres amb xeringues de 10 mL al llarg de
tot l’experiment. En el moment de la recol·lecció, les mostres han estat filtrades amb filtres
Whatman GF/F (0,7 μm de diàmetre de porus) i guardades en tubs de 5 mL, obtenint dues
rèpliques de cada recol·lecció (veure figura 9). Així, al llarg d’una addició, s’han obtingut
100 mostres de 5 mL, 50 destinades a l’analítica de NH4+-N i altres 50 a la de PRS-P.
14
Figura 9. Fotografia del material emprat en la recol·lecció de mostres: 50 tubs de plàstic de 10 mL
(esquerra), filtres Whatman GF/F de 0,7 μm de diàmetre de porus (centre) i 30 xeringues de 10 mL (dreta).
La freqüència de la recol·lecció de mostres ha variat en funció de la fase de l’experiment i
del tractament de deflectors utilitzat, ja que la velocitat de l’element traça (conductivitat)
és diferent en cada cas. El disseny de recollida de mostres, que es recull a la taula 2, s’ha
establert a partir d’una addició experimental prèvia a cada període de mostreig.
CANAL 1 ABRIL
(CONTROL)
CANAL 2 ABRIL
(CONTROL)
CANAL 1 JUNY
(CONTROL)
CANAL 2 JUNY
(TRACTAMENT)
PU
JAD
A
20 mostres
cada 5 segons
20 mostres
cada 5 segons
20 mostres
cada 5 segons
20 mostres
cada 5 segons
PL
AT
EA
U
10 mostres
cada 1 minut
10 mostres
cada 1 minut
10 mostres
cada 1 minut
10 mostres
cada 1 minut
BA
IXA
DA
10 mostres
cada 5 segons;
5 mostres
cada 10 segons;
5 mostres
cada 15 segons
10 mostres
cada 5 segons;
5 mostres
cada 10 segons;
5 mostres
cada 15 segons
10 mostres
cada 5 segons;
5 mostres
cada 10 segons;
5 mostres
cada 15 segons
5 mostres
cada 5 segons;
5 mostres
cada 10 segons;
5 mostres
cada 15 segons;
5 mostres
cada 30 segons
Taula 2. Freqüència de la recol·lecció de mostres de cada campanya en funció de la fase
de l’experiment i el tractament de deflectors utilitzat.
15
A més, s’han recollit 3 mostres inicials i 2 mostres finals per tal de determinar els valors
basals de NH4+-N i PRS-P.
Les mostres han estat etiquetades amb el dia, el canal, el tractament i el número de mostra
corresponent. Posteriorment, han estat guardades ordenadament en gradetes i congelades
fins al moment de l’analítica.
2.4. ANALÍTIQUES DE L’AMONI I DEL FÒSFOR REACTIU
SOLUBLE
Les concentracions de NH4
+-N i de PRS-P han estat mesurades seguint el protocol
estàndard de mètode colorimètric, utilitzant en ambdós casos l'espectrofotòmetre
PharmaSpec UV-1700 SHIMADZU.
L’amoni (NH4
+-N) ha estat analitzat mitjançant el mètode de salicilat [Reardon et al.,
1966], tècnica colorimètrica que consisteix en afegir a la mostra dos reactius (reactiu 1 i
reactiu 2) que reaccionen amb l’amoni dissolt en aigua, proporcionant a la mostra un color
groguenc característic, la intensitat de la qual és funció de la concentració d’amoni que
conté. Per fer 100 mL de reactiu 1 és necessari dissoldre en aigua desionitzada 3,4 g de
salicilat sòdic, 4 g de citrat trisòdic dihidratat i 0,04 g de nitroprusiat de sodi dihidratat,
mentre que per fer 100 mL de reactiu 2 cal dissoldre 1 g d’hidròxid de sodi i 0,08 g d’àcid
dicloroisocianúric en aigua desionitzada.
Per a analitzar 5 mL de mostra, són necessaris 0,5 mL de reactiu 1 i 0,5 mL de reactiu 2.
Posteriorment, la mostra s’ha de guardar a les fosques i esperar una hora a què li pugi la
coloració. La intensitat es mesura a una longitud d’ona de 690 nm.
El fòsfor reactiu soluble (PRS-P) ha estat analitzat amb el mètode del molibdat [Murphy &
Riley, 1962], tècnica colorimètrica que consisteix en fer reaccionar dos reactius (reactiu 1 i
reactiu 2) amb el fòsfor, proporcionant a la mostra un color blau. Per a fer 1 L de reactiu 1
cal dissoldre en aigua desionitzada 0,2 g de tartrat potàssic antimònic, 111 mL d’àcid
sulfúric i 11,2 g de molibdat d’amoni tetrahidratat, mentre que per fer 500 mL de reactiu 2
és necessari dissoldre 27 g d’àcid ascòrbic en aigua desionitzada.
16
Per a analitzar 5 mL de mostra, són necessaris 0,5 mL de reactiu 1 i 0,1 mL de reactiu 2
Seguidament, la mostra s’ha de guardar a la foscor i esperar 45 minuts a què la reacció
tingui efecte. La intensitat es mesura a una longitud d’ona de 880 nm.
En ambdós casos, és indispensable realitzar patrons per a cada analítica a partir d’una solució
mare de NH4+ 1000 ppm i PO4
3- 1000 ppm. En el nostre cas, els patrons realitzats han estat de
0,01, 0,025, 0,05, 0,1, 0,25, 0,5 i 1 ppm per ambdós nutrients. Els valors dels patrons s’han
determinat a partir de les concentracions obtingudes en una addició experimental prèvia.
2.5. CARACTERITZACIÓ DE LES VARIABLES FÍSIQUES I
HIDRODINÀMIQUES BÀSIQUES
Els paràmetres físics bàsics de cada canal s’han mesurat in-situ cada dia de mostreig i són
la longitud del tram estudiat, l’amplada mullada del canal (calculada cada 0,5 metres), la
profunditat mitjana (calculada cada 10 cm en els transsectes on s’ha mesurat l’amplada
mullada) i la temperatura de l’aigua.
A més, s’ha caracteritzat el substrat de la llera a partir d’analitzar la granulometria, la
concentració de matèria orgànica (MO) i Clorofil·la A (Chl A) de 6 punts situats a l’inici,
al mig i al final de cada tram.
Les variables hidrodinàmiques bàsiques (cabal, temps mig de transport, velocitat mitjana i
àrea de la secció transversal del canal) s’han calculat mitjançant un full de càlcul EXCEL
emprant les fórmules que es detallen a continuació.
El cabal (Q; m3/s) s’ha quantificat a partir de la corba descrita per la variació de la
conductivitat durant el període d’injecció usant l’equació:
ioi
bbb
TCECE
CETQQ
*)(
**
on Qb és el flux de solució injectada (m3/s); Tb i Ti (s) són, respectivament, la durada del
bombeig i la durada de l’experiment; i CEb, CEi i CEo (μS/cm) són, respectivament, la
conductivitat de la solució injectada, la conductivitat específica observada al punt de
mostreig en un moment determinat i la conductivitat basal del canal estudiat.
17
El temps mitjà de transport (T1/2; s) s’ha calculat com la mitjana aritmètica del temps que
ha trigat la conductància a passar del nivell basal al màxim (plateau). Aquest temps
coincideix amb el punt de màxim increment de conductivitat per unitat de temps.
La velocitat mitjana (U; m/s), per la seva part, s’ha determinat dividint la longitud
recorreguda per la solució injectada (longitud del tram) pel temps mitjà de transport, tal
com indica la fórmula:
2/1T
LU
Finalment, l’àrea del canal (A; m2) s’ha calculat com el quocient entre el cabal (Q) i el
temps mitjà de transport (T1/2 ) que s’han determinat anteriorment, mitjançant la fórmula:
2/1T
QA
S’ha emprat aquesta fórmula en comptes del producte de les seccions transversals del canal
per les profunditats mitjanes mesurades perquè és un càlcul més exacte.
2.6. ESTIMACIÓ DELS PARÀMETRES HIDRÀULICS
Les magnituds de la zona de retenció hidràulica transitòria (transient storage) s’han
estimat mitjançant el model de transport unidimensional amb aportacions i retenció
hidràulica, OTIS (One-dimencional Transport with Inflow and Storage) [Runkel, 1998]. El
model OTIS, que es basa en el model presentat per Bencala i Walters [1983], determina els
paràmetres hidràulics a partir de l’equació d’advecció-dispersió amb retenció de nutrients
considerant la dilució provocada per les aportacions laterals. El bescanvi de soluts entre el
canal i la zona de retenció hidràulica transitòria segueix un procés de transferència de massa
de primer ordre. En l’annex 1 s’expliquen amb més detalls els models de transport de soluts.
En aquest cas, tant les aportacions laterals com els coeficients de degradació de primer
ordre són nuls. Per aquest motiu, l’esquema del model queda simplificat al representat en
la figura 10. En aquesta figura es representa el transport en el canal principal tenint en
18
compte la interacció amb la zona de retenció hidràulica transitòria. En el canal principal,
d’àrea transversal A, tenen lloc els fenòmens d’advecció i de dispersió, que depenen,
respectivament, de la velocitat (U) i del coeficient de dispersió (D). En canvi, a la zona de
retenció hidràulica transitòria, d’àrea AS, només hi ha retenció hidràulica. A més, ambdues
zones estan interconnectades per les taxes de bescanvi d’aigua (α, k2), les quals són
variables en funció de l’espai.
α (s-1)
Zona de retenció hidràulica transitòria
As (m2)
Transport Advecció i Dispersió
U (m/s) i D (m2/s)
Canal Principal A (m2)
k2 (s-1)
Figura 10. Esquema conceptual del model unidimensional complex de transport de soluts en els sistemes
fluvials per advecció-dispersió tenint en compte la zona de retenció hidràulica transitòria.
Partint de les dades enregistrades del traçador conservatiu (conductivitat), s’ha obtingut el
coeficient de dispersió (D; m2/s), l’àrea de retenció hidràulica transitòria (AS; m2) i el
coeficient d’intercanvi d’aigua (α; s-1) entre l’aigua que flueix lliurement i la zona de
retenció transitòria. En fer-ho, ha calgut distingir entre els efectes de la dispersió i els de la
zona de retenció hidràulica transitòria, ja que sovint poden donar resultats semblants.
La simulació dels paràmetres s’ha realitzat per a cada tractament i dia de mostreig. La figura
11 representa les gràfiques obtingudes amb les mostres d'un dia de campanya concret. La
línia blava correspon a les dades enregistrades pel conductímetre i la línia violada és el
resultat de la simulació OTIS. Com es pot observar, cada tractament presenta una corba
diferent, la qual és funció dels paràmetres hidràulics del moment de la mesura. Totes les
gràfiques realitzades per a les simulacions es troben recollides en l’annex 2 del treball.
19
Control
120
130
140
150
160
170
180
190
00:00 07:12 14:24 21:36
Temps (min)
CE (μS/cm)
Deflectors impermeables
130
140
150
160
170
180
190
00:00 07:12 14:24 21:36
Temps (min)
CE (μS/cm) Deflectors vegetats
130
140
150
160
170
180
190
00:00 07:12 14:24 21:36
Temps (min)
CE (μS/cm)
Figura 11. Gràfics de la conductivitat enregistrada pel conductímetre (línia blava) i simulada pel programa
OTIS (línia violada) pels tres tractaments (control, deflectors impermeables i deflectors vegetats) en la
campanya del dia 22 de juny de 2009, Gualba.
A partir d’aquests paràmetres, s’han calculat altres paràmetres (k2) i índexs hidràulics
(AS:A i HRF) que s’han considerat importants per a l’anàlisi de l’efecte dels diferents
tractaments sobre la zona de retenció hidràulica transitòria.
El coeficient de retorn d’aigua de la zona transitòria a l’aigua de flux lliure (k2), s’ha calculat
com el quocient entre l’àrea del canal (A) i l’àrea de la zona retenció hidràulica transitòria
(AS) multiplicat per la taxa de bescanvi entre les dues zones, tal i com indica la fórmula:
sA
Ak
*2
L’àrea relativa de la zona de retenció hidràulica transitòria (AS/A) s’ha calculat
normalitzant els valors de l’àrea de retenció transitòria (AS) respecte a l’àrea mullada del
canal (A). Aquest paràmetre permet mesurar quina quantitat de l’àrea mullada del canal
conforma la zona de retenció hidràulica transitòria. Així, com més gran és el seu valor, més
intercanvi hi ha entre el canal i la zona transitòria i, per tant, més retenció podrà donar-s’hi.
Finalment, també s’ha quantificat el coeficient de retenció hidràulica (HRF), que
representa el temps mig que l’aigua resta a la zona transitòria per cada metre que l’aigua de
la columna és transportada canal avall pel moviment advectiu [Morrice et al., 1997].
Q
AsHRF
Aquest paràmetre és funció de la freqüència d’interacció entre el riu i la zona de retenció
hidràulica transitòria i, com a tal, es pot entendre com l’àrea de retenció hidràulica
transitòria (AS) normalitzada pel cabal (Q).
20
2.7. CÀLCUL DE LA RETENCIÓ DE NUTRIENTS
Els paràmetres de retenció de nutrients s’han quantificat emprant el mateix model de
transport uni-dimensional OTIS que s'ha emprat per a calcular els paràmetres hidràulics
(apartat 2.6). Usant els valors obtinguts dels paràmetres hidràulics en la simulació del
traçador, s’han afegeix al model els coeficients de primer ordre λ i λS que representen,
respectivament, el coeficient de retenció de nutrients del canal principal i el coeficient de
retenció de la zona de retenció hidràulica transitòria. La figura 12 il·lustra el model explicat.
Zona de retenció hidràulica transitòria
As (m2)
λs (s-1)
k2 (s-1) α (s-1)
Transport Advecció i Dispersió
U (m/s) i D (m2/s)
Canal PrincipalA (m2)
λ (s-1)
Figura 12. Esquema conceptual del model unidimensional de transport de soluts en els
sistemes fluvials per advecció - dispersió tenint en compte la zona de retenció hidràulica
transitòria i els processos d’assimilació de nutrients.
Les condicions de contorn s’han obtingut a partir de les analítiques basals del canal, agafades
pre- i post- experiment, i la concentració màxima teòrica calculada a partir de la fórmula:
cb
ccbbteòrica QQ
NutrQNutrQNutr
.][*().][*(
.][
on Qb és el flux injectat, Qc el cabal del canal i [Nutr]b i [Nutr]c són, respectivament, la
concentració del nutrient de la solució injectada i la concentració basal del canal.
21
La figura 13 mostra una de les gràfiques utilitzades en el model OTIS per a calcular els
paràmetres descrits anteriorment. La línia blava correspon als resultats de les analítiques
observades, la violada a les condicions de contorn simulades a partir de la conductivitat i la
vermella a la simulació tenint en compte els coeficients de primer ordre λ i λS.
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
0,12
0,14
0,16
0,18
00:00 02:53 05:46 08:38 11:31 14:24 17:17 20:10
Temps (min)
[NH4+ - N] (ppm)
Figura 13. Gràfic de les concentracions d’amoni observades en les analítiques (línia blava),
simulades amb el programa OTIS a partir de la conductivitat (línia violada) i simulades
amb el programa OTIS tenint en compte els paràmetres d’assimilació de nutrients
λ i λS (línia vermella) del control de la campanya del 23 de juny de 2009.
A partir dels coeficients de retenció (λ i λs), s’ha calculat la taxa de retenció total del NH4+-
N i del PRS-P (K) tenint en compte els paràmetres de retenció hidràulica que afecten a λs,
és a dir, l’àrea del canal (A), l’àrea de retenció hidràulica transitòria (AS) i la taxa de
bescanvi entre les dues àrees anteriors (α).
)*()*(
**
ss
ss
AA
AK
Finalment, s’ha determinat quina proporció del nutrient assimilat ha esdevingut a l’aigua
lliure del canal (λ/K) i quina a la zona de retenció hidràulica transitòria (λs/K).
22
2.8. ANÀLISIS ESTADÍSTIQUES
Per a comparar els paràmetres hidràulics, de retenció hidràulica transitòria i d’assimilació
de nutrients, s’ha emprat el tractament estadístic ANOVA simple usant el programari
informàtic SPWS per Windows (versió 16.0, SPSS Inc., Chicago). Aquest tractament
permet, d’una banda, comparar els valors mitjans d’un paràmetre tenint en compte que
només li afecta una única variable i, per l’altra, comprovar si hi ha alguna diferència
significativa amb un nivell de confiança del 95%. Si n’hi ha, el test de rangs múltiples
determina quines variables són significativament diferents de les altres. Per a discernir
entre les mitjanes, s’ha utilitzat el procediment Post-Hoc Tukey HSD, que compara les
majors diferències significatives de Fisher. Amb aquest mètode conservatiu hi ha un 5% de
risc de considerar cada parell de paràmetres de mitjanes com significativament diferents
quan la diferència real és nul·la. Així, si dos mitjanes són iguals, els seus intervals se
solapen un 95% de les vegades. A més, el mateix text ANOVA permet realitzar el test
Kruskal-Wallis, que compara medianes en comptes de mitjanes i permet detectar la
presència de valors atípics.
En el nostre cas, s’han realitzar dos test ANOVA simple diferents. En el primer, s’han
comparat tots els paràmetres hidràulics i d’assimilació de nutrients entre els dos trams, per
tal de determinar si els trams eren significativament iguals i comparables. Les dades
emprades en els càlculs estadístics han estat les de les addicions dutes a terme durant
l’abril de 2009. En canvi, per al segon grup de tests realitzats, la variable independent ha
estat el tractament aplicat, és a dir, la variable amb valors Control, Deflectors
impermeables i Deflectors vegetats. En aquest cas, per tant, s’han utilitzat els resultats de
les addicions del juny 2009.
En tots els casos anteriors, els factors ambientals, geogràfics i físics s’han considerat iguals
per a ambdós trams. Tot i això, per a assegurar-se de què no han existit influències
dependents del dia de mostreig, s’ha realitzat un test ANOVA factorial.
Finalment, s’ha examinat la relació entre els paràmetres de retenció transitòria (AS:A, α) i
els paràmetres de retenció de nutrients (K, λS) usant una anàlisi de regressió simple amb el
mateix programari SPWS per Windows. El nivell de significació ha estat de p = 0,05.
23
3. RESULTATS
En el present capítol es recopilen els valors dels paràmetres hidràulics, retenció hidràulica
transitòria i assimilació de nutrients calculats al llarg de les dues etapes de mostreig. Els
resultats es recullen en diferents taules i estan expressats com la mitjana ± desviació típica. A
més, en els casos que s’ha considerat necessari, han estat representats en forma de gràfiques.
Primerament, es presenta la caracterització detallada dels trams escollits a partir dels
resultats extrets dels experiments d’addició de nutrients realitzades a l’abril de 2009.
Posteriorment, al segon apartat, s’exposen i es comparen els resultats obtinguts en els
diferent tractaments realitzats durant les campanyes de juny de 2009. Finalment, el tercer
apartat recull les regressions lineals que correlacionen les variables d’assimilació de
nutrients amb els paràmetres associats a la zona de retenció hidràulica transitòria.
3.1. CARACTERITZACIÓ DELS TRAMS ESTUDIATS
Les taules ANOVA calculades a partir dels experiments realitzats a l’abril del 2009 han
servit per caracteritzar els trams i determinar si es poden considerar iguals pel que fa a les
variables hidràuliques i de retenció de nutrients. Els resultats obtinguts han permès
concloure que presenten característiques morfològiques, hidràuliques i biològiques que es
poden considerar idèntiques amb un 95% de significació.
3.1.1. PARÀMETRES HIDRÀULICS
Els valors dels paràmetres hidràulics (cabal Q, àrea A, velocitat mitjana U i coeficient de
dispersió D) que caracteritzen els trams es recullen a la taula 3. Com es pot observar en
aquesta taula, no s’han trobat diferències significatives entre el cabal i la dispersió d’ambdós
trams. Per contra, els resultats de l’àrea i la velocitat mitjana sí que han discrepat, sent
de menor àrea i major velocitat el tram 2 (ANOVA simple, F = 20,496, p = 0,002)
(ANOVA simple, F = 8,799, p = 0,017). La diferència entre les àrees i les velocitats, però,
no s’ha considerat important per a la realització de l’estudi, ja que són paràmetres que els
24
diferents tractaments modifiquen i que, segons els càlculs realitzats, no impliquen
diversitat entre els paràmetres de retenció hidràulica i d’assimilació dels dos trams.
TRAM 1
(CONTROL)
TRAM 2
(TRACTAMENT)
Q (m3/s) 0,0055 ± 0,0007 0,0059 ± 0,0007
A (m2) 0,042 ± 0,004 de 0,029 ± 0,004
U (m/s) 0,128 ± 0,037 0,177 ± 0,003
D (m2/s) 0,041 ± 0,009 0,046 ± 0,008
Taula 3. Paràmetres hidràulics (Q, A, U i D) dels dos trams
durant les campanyes d’abril de 2009.
3.1.2. RETENCIÓ HIDRÀULICA TRANSITÒRIA
Els paràmetres relacionats amb la zona de retenció hidràulica transitòria (AS, α, AS:A,
HRF) no han presentat dissimilituds entre els trams. En la taula 4 es pot observar com els
valors de AS, α i HRF són gairebé idèntics. En canvi, a causa de les diferents àrees
transversals dels canals, AS:A s’ha vist lleugerament afectat. Tanmateix, aquesta variació
va resultar no ser significativament important.
TRAM 1
(CONTROL)
TRAM 2
(TRACTAMENT)
AS (m2) 0,0039 ± 0,0002 0,0039 ± 0,0005
α (s-1) 0,0027 ± 0,00 0,0030 ± 0,0004
AS:A 0,09 ± 0,01 0,12 ± 0,01
HRF 0,7 ± 0,068 0,68 ± 0,042
Taula 4. Paràmetres relacionats amb la retenció hidràulica transitòria (AS, α, AS:A, HRF)
dels trams durant les campanyes d’abril de 2009.
25
3.1.3. ASSIMILACIÓ DE NUTRIENTS
Els coeficients d’assimilació de nutrients d’ambdós trams es recullen a la taula 5. Com es
pot observar, els valors dels paràmetres calculats han estat relativament baixos i les zones
transitòries han tingut un paper poc important, produint-se un 99,9% de l’assimilació en la
columna d’aigua.
TRAM 1
(CONTROL)
TRAM 2
(TRACTAMENT)
K NH4+-N (s-1) 0,0014 ± 0,0007 0,0015 ± 0,0007
λs NH4+-N (s-1) 0,000012 ± 0,000004 0,000012 ± 0,000004
K PRS-P (s-1) 0,0023 ± 0,0013 0,0028 ± 0,0012
λs PRS-P (s-1) 0,000016 ± 0,000005 0,000016 ± 0,000005
Taula 5. Coeficients d’assimilació de nutrients (K, λS) dels trams
durant les campanyes d’abril de 2009.
D’altra banda, les taules ANOVA no han mostrat diferències entre les concentracions basals
de NH4+-N i PRS-P, demostrant que l’aigua que circula pels dos trams té un mateix origen.
3.2. CARACTERITZACIÓ DELS TRACTAMENTS AMB DEFLECTORS
A continuació es recullen els resultats obtinguts en els diferents tractaments amb deflectors
realitzats durant les campanyes de juny de 2009. Com es mostra en les diferents taules i
gràfiques, els deflectors han aconseguit modificar tant els paràmetres hidràulics com els
associats amb la zona de retenció hidràulica transitòria i l’assimilació de nutrients.
D’altra banda, les possibles afectacions dels resultats a causa d’altres factors ambientals
relacionats amb el dia de mostreig han quedat desestimades amb els resultats del Test
ANOVA Factorial.
26
3.2.1. PARÀMETRES HIDRÀULICS
La taula 6 recopila els paràmetres hidràulics (cabal Q, àrea A, velocitat mitjana U i
coeficient de dispersió D) calculats en els diferents tractaments.
TRAM DE
CONTROL
DEFLECTORS
IMPERMEABLES
DEFLECTORS
VEGETATS
Q (m3/s) 0,0069 ± 0,0015 0,0063 ± 0,0016 0,0065 ± 0,0011
A (m2) 0,060 ± 0,012 0,041 ± 0,006 0,045 ± 0,005
U (m/s) 0,115 ± 0,013 0,149 ± 0,009 0,145 ± 0,006
D (m2/s) 0,038 ± 0,012 0,055 ± 0,007 0,073 ± 0,008
Taula 6. Paràmetres hidràulics (Q, A, U i D) dels diferents tractaments (control, deflectors impermeables i
deflectors vegetats) durant les campanyes de juny del 2009.
El cabal mitjà va ser de 0,0066 m3/s i no s’han detectat diferències significatives entre
tractaments. L’elevada desviació típica dintre de cada tractament és deguda a la variabilitat
de cabal entre els dies de mostreig, tot i que el tractament ANOVA no l’ha classificat com
a determinant.
L’àrea (A) i la velocitat mitjana (U) han variat significativament a l’incorporar els deflectors
(ANOVA simple, F = 4,367, p = 0,038) (ANOVA simple, F(1,15) = 7,654, p = 0,007). La
diferència ha estat causada pels obstacles fixats al canal, que han reduït l’amplada mullada
d’aquest, han augmentat la profunditat mitjana i han incrementat la velocitat de l’aigua.
Un fenomen semblant s’ha observat amb el coeficient de dispersió (D), que ha augmentat en
incrementar-se la superfície de contacte de la columna d’aigua amb els deflectors
(ANOVA simple, F(1,15) = 19,146, p = 0,000). En aquest cas, les diferències són significatives
també entre tractaments (Post-Hoc Tukey, p = 0,02), ja que la permeabilitat dels deflectors
vegetats ha permès una major superfície de contacte. Concretament, s’ha augmentat
1,4 vegades i 1,9 vegades els valors del control a l’aplicar, respectivament, els deflectors
impermeables i vegetats.
27
3.2.2. RETENCIÓ HIDRÀULICA TRANSITÒRIA
Els paràmetres de retenció hidràulica transitòria (AS, α, k2, AS:A, HRF) han estat clarament
modificats a l’introduir els deflectors, tal i com es mostra a la taula 7.
TRAM DE
CONTROL
DEFLECTORS
IMPERMEABLES
DEFLECTORS
VEGETATS
AS (m2) 0,0044 ± 0,00055 0,0056 ± 0,00055 0,0085 ± 0,00112
α (s-1) 0,0027 ± 0,00020 0,0029 ± 0,00015 0,0044 ± 0,00054
k2 (s-1) 0,036 ± 0,0051 0,022 ± 0,0046 0,023 ± 0,0036
AS:A 0,075 ± 0,0115 0,137 ± 0,0280 0,190 ± 0,0247
HRF 0,736 ± 0,1624 0,795 ± 0,1539 1,327 ± 0,1634
Taula 7. Paràmetres de retenció hidràulica transitòria (AS, α, k2, AS:A, HRF) dels diferents tractaments
(control, deflectors impermeables i deflectors vegetats) durant les campanyes de juny del 2009.
Els valors de AS han variat de 0,0044 m2 a 0,0085 m2, sent significativament diferents entre
tractaments (ANOVA simple, F = 20,197, p = 0,000). En la figura 14 es pot observar com,
a l’instal·lar els deflectors impermeables, AS ha augmentat un 27%, però no ha significat
desigualtats en la retenció hidràulica. Per contra, AS ha augmentat notòriament a
l’incorporar els deflectors vegetats amb substrat permeable (Test Post-Hoc Tukey,
SE = 0,0005, p = 0,000), ampliant AS un 93% i un 52%, respectivament, respecte el control
i el tractament amb deflectors impermeables.
Figura 14. Gràfic de la variació de l’àrea de retenció hidràulica transitòria AS en funció del
tractament aplicat: control (sense tractament), deflectors impermeables i deflectors vegetats
(ANOVA simple, F = 20,197, p = 0,000).
28
Per la seva part, la taxa de bescanvi amb la zona de retenció hidràulica (α) ha augmentat un
64% en instal·lar els deflectors vegetats (ANOVA simple, F = 36,729, p = 0,000), passant
de 0,0027 s-1 a 0,0044 s-1. Com es mostra a la figura 15, el paràmetre α presenta la mateixa
tendència que AS.
Figura 15. Gràfic de la variació de la taxa de bescanvi entre la columna d’aigua i la zona de retenció
hidràulica transitòria α en funció del tractament aplicat: control (sense tractament),
deflectors impermeables i deflectors vegetats (ANOVA simple, F = 36,729, p = 0,000).
La relació AS:A, a diferència dels altres paràmetres estudiats, ha presentat canvis significatius
per a ambdós tractaments (ANOVA simple, F = 32,682, p = 0,000). La instal·lació de
deflectors impermeables i vegetats ha fet augmentar AS:A en un 83% i un 153%,
respectivament, respecte els valors observats en el tram de control. La figura 16 mostra una
tendència a l’augment de la proporció de l’àrea transitòria respecte l’àrea total del canal, la
qual cosa ha permès eliminar els biaixos provocats per la diferent amplada dels trams.
Finalment, l’índex HRF ha permès analitzar l’àrea de retenció transitòria normalitzada pel
cabal. Com que els cabals no han diferit entre tractaments, els resultats obtinguts han estat
semblants als de AS. En la figura 17 es pot observar la variància entre resultats
(ANOVA simple, F = 20,197, p = 0,000). Tot i això, només hi ha canvis significatius en
aplicar els deflectors vegetats (Test Post-Hoc Tukey, SE=0,1094, p = 0,007), detectant
valors 1,8 vegades més grans que els de control.
29
Figura 16. Gràfic de la variació de l’àrea relativa de retenció hidràulica transitòria As:A
en funció del tractament aplicat: control (sense tractament), deflectors impermeables
i deflectors vegetats (ANOVA simple, F = 32,682, p = 0,000).
Figura 17. Gràfic de la variació del factor de retenció hidràulica HRF
en funció dels tractament aplicat: control (sense tractament), deflectors impermeables
i deflectors vegetats (ANOVA simple, F = 20,197, p = 0,000).
3.2.3. ASSIMILACIÓ DE NUTRIENTS
Els paràmetres d’assimilació de nutrients calculats (K, λ i λS) es recopilen a la taula 8. Com
es pot observar, els coeficients presenten valors i tendències diferents en funció del
nutrient estudiat. Per aquest motiu, a continuació es presenten els resultats diferenciant
entre els coeficients d’assimilació del NH4+-N i el PRS-P.
30
TRAM DE
CONTROL
DEFLECTORS
IMPERMEABLES
DEFLECTORS
VEGETATS
λ NH4+-N (s-1) 0,0026 ± 0,0009 0,0046 ± 0,0015 0,0063 ± 0,0007
λS NH4+-N (s-1) 0,000030 ± 0,000006 0,000047 ± 0,000010 0,000430 ± 0,000045
K NH4+-N (s-1) 0,0026 ± 0,0009 0,0046 ± 0,0015 0,0064 ± 0,0007
λ PRS-P (s-1) 0,0010 ± 0,0003 0,0028 ± 0,0006 0,0042 ± 0,0008
λS PRS-P (s-1) 0,000011 ± 0,000001 0,000025 ± 0,000004 0,000326 ± 0,000004
K PRS-P (s-1) 0,0010 ± 0,0003 0,0028 ± 0,0006 0,0042 ± 0,0008
Taula 8. Paràmetres d’assimilació d’amoni i de fosfat (λ, λs, K) en cada tractament (control, deflectors
impermeables, deflectors vegetats) durant les campanyes de juny del 2009.
3.2.3.1. Assimilació de l’amoni
El coeficient total d’assimilació d’amoni (K NH4
+-N) ha variat entre 0,0026 s-1 i 0,0064 s-1
en funció del tractament aplicat (ANOVA simple, F = 8.315, p = 0.005). En el test
Post-Hoc s’han detectat també canvis significatius entre els resultats de control i del
tractament amb deflectors vegetats (Test Post-Hoc Tukey, SE = 0,00088, p = 0,004). Com
mostra la figura 18, a l’instal·lar els deflectors impermeables s’han obtingut valors
intermedis que no es consideren diferents als de control ni als deflectors vegetats.
Un 99,9% i un 99,8% de l’assimilació total s’ha produït en el canal principal (λ NH4+-N)
durant, respectivament, els tractaments de control i de deflectors impermeables. En
canvi, a l’instal·lar els deflectors vegetats, la proporció ha disminuït fins a un
98,7%. Els valors de λ, per tant, segueixen el mateix patró que l’assimilació total
(ANOVA simple, F = 7,877, p = 0,007) i només han diferit els corresponents al control i al
tractament amb deflectors vegetats (Test Post-Hoc Tukey, SE = 0,00088, p = 0,005).
El coeficient d’assimilació d’amoni associat a la zona de retenció hidràulica (λs NH4+-N)
només ha presentat variacions a l’instal·lar els deflectors vegetats (ANOVA simple,
F = 306,674, p = 0,000; Test Post-Hoc Tukey SE = 0,000018, P = 0,000). Com mostra la
figura 19, l’augment observat respecte els altres tractaments ha estat d’un ordre de
magnitud, passant de 0,00003 s-1 a 0,00043 s-1.
31
Figura 18. Gràfic de la variació del coeficient total d’assimilació d’amoni
K NH4+-N en funció del tractament aplicat: control (sense tractament),
deflectors impermeables i deflectors vegetats, durant les campanyes
de juny del 2009 (ANOVA simple, F = 8.315, p = 0.005).
Figura 19. Gràfic de la variació del coeficient d’assimilació d’amoni associat a la zona
de retenció hidràulica transitòria λs NH4+-N en funció del tractament aplicat:
control (sense tractament), deflectors impermeables i deflectors vegetats,
durant les campanyes de juny del 2009(ANOVA simple, F = 7,877, p = 0,007).
3.2.3.2. Assimilació del fòsfor
El coeficient d’assimilació total de fòsfor reactiu soluble (K PRS-P) ha variat entre 0,0010 s-1
i 0,0042 s-1. Els resultats de la taula ANOVA estan representats a la figura 20 indiquen que
32
l‘aplicació dels diferents tractaments ha causat dissemblances significatives (ANOVA
simple, F = 36,993, p = 0,000). En els de deflectors impermeables i vegetats, l’augment ha
estat de 2,9 i 4,4 vegades els valors observats en el control.
Figura 20. Gràfic de la variació del coeficient total d’assimilació de fòsfor
K PRS en funció del tractament aplicat: control (sense tractament),
deflectors impermeables i deflectors vegetats, durant les campanyes
de juny del 2009 (ANOVA simple, F = 36,993, p = 0,000).
L’assimilació produïda en la columna d’aigua respecte l’assimilació total ha estat d’un 99,9% en
el control i d’un 99,8% amb els deflectors impermeables. En canvi, s’ha reduït fins un 98,5% en
el tractament amb deflectors vegetats. Com que en tots els casos la major part de l’assimilació ha
tingut lloc en el canal principal, el coeficient associat a aquest (λ PRS-P) ha presentat la mateixa
tendència que el d’assimilació total (ANOVA simple, F = 37,344, p = 0,000).
El coeficient d’assimilació de fòsfor relacionat amb la zona de retenció hidràulica transitòria
(λs PRS-P) ha variat de 0,000011 s-1 a 0,000326 s-1. La figura 21 mostra com no s’han trobat
canvis a l‘instal·lar els deflectors impermeables, però sí s’han apreciat valors
significativament diferents amb el tractament de deflectors vegetats (ANOVA simple,
F = 248,838, p = 0,000; Test Post-Hoc Tukey, SE = 0,000016, p = 0,000) que han augmentat
fins un ordre de magnitud els resultats observats en els anteriors tractaments.
33
Figura 21. Gràfic de la variació del coeficient d’assimilació de fòsfor associat a la zona de retenció hidràulica
transitòria λs PRS en funció del tractament aplicat: control (sense tractament), deflectors impermeables i
deflectors vegetats durant les campanyes de juny del 2009 (ANOVA simple, F = 248,838, p = 0,000).
3.3. CORRELACIÓ ENTRE ELS PARÀMETRES DE RETENCIÓ
HIDRÀULICA I ELS D’ASSIMILACIÓ DE NUTRIENTS
En l’estudi realitzat també s’han relacionat els coeficients d’assimilació de nutrients
(K, λS) amb els paràmetres de retenció hidràulica transitòria (AS:A, α). En tots els casos s’ha
trobat una relació lineal i positiva, que correlaciona moderada o fortament les variables.
Les rectes de regressió lineal que correlacionen el coeficient d’assimilació total d’amoni
(K NH4+-N) i de fòsfor (K PRS-P) amb els paràmetres de retenció hidràulica transitòria
estan representades a les figura 22 i la figura 23, respectivament.
Com es pot observar, el K NH4+-N ha tingut una relació moderadament forta tant amb l’àrea relativa
de retenció hidràulica transitòria (K NH4+-N = 0.0321*AS:A + 0,003, R2 = 0,70, p = 0,0001) com
amb el coeficient de bescanvi d’aigua (K NH4+-N = 1,5935*α – 0,0007, R2 = 0,54, p = 0,0018).
Per la seva banda, el coeficient K PRS-P, com en el cas de l’amoni, ha presentat una
relació moderadament forta amb el coeficient de bescanvi (K PRS-P = 1,3693*α -0.0019,
R2 = 0,62, p = 0,0005). En canvi, s’ha trobat una correlació més forta amb l’àrea relativa de
retenció transitòria (K PRS-P = 0,0274*AS:A -0,0009, R2= 0,79, p = 0,0000).
34
Figura 22. Gràfic de la regressió lineal entre coeficient total d’assimilació d’amoni K NH4
+-N i els paràmetres
de retenció hidràulica transitòria: a l’esquerra, l’àrea relativa de retenció hidràulica transitòria AS:A
(K NH4+-N = 0.0321*AS:A + 0,003, R2 = 0,70, p = 0,0001) i, a la dreta, la taxa de bescanvi entre la columna
d’aigua i la zona de retenció hidràulica transitòria α (K NH4+-N = 1,5935*α – 0,0007, R2 = 0,54, p = 0,0018).
Figura 23. Gràfic de la regressió lineal del coeficient total d’assimilació d’amoni K PRS-P i els paràmetres
de retenció hidràulica transitòria: a l’esquerra, l’àrea relativa de retenció hidràulica transitòria AS:A (K PRS-
P = 0,0274*AS:A -0,0009, R2= 0,79, p = 0,0000) i, a la dreta, la taxa de bescanvi entre la columna d’aigua i
la zona de retenció hidràulica transitòria α (K PRS-P = 1,3693*α -0.0019, R2 = 0,62, p = 0,0005).
Els coeficients d’assimilació de nutrients associats la zona de retenció transitòria (λS NH4+-N,
λS PRS-P) presenten més correlació amb les variables de retenció hidràulica transitòria que
els coeficients totals.
La figura 24 mostra com λS NH4+-N està fortament relacionat tant amb l’àrea relativa de
retenció hidràulica (λS NH4+-N = 0,0035*AS:A – 0.0003, R2 = 0,78, p = 0,0000) com amb
el coeficient de bescanvi d’aigua (λS NH4+-N = 0,2137*α – 0,0005, R2 = 0,91, p = 0,0000).
35
Similarment, la figura 25 indica que λS PRS-P presenta igualment una forta correlació amb
tots dos paràmetres (λS PRS-P = 0,0028*AS:A – 0,0003, R2= 0,82, p = 0,0000);
(λS PRS-P = 0,1595*α – 0,0004, R2= 0,82, p = 0,0000).
Els resultats anteriors mostren que els coeficients λs d’ambdós nutrients estan linealment
relacionats amb les zones de retenció hidràulica transitòria i amb la taxa de bescanvi entre
la columna d’aigua i la zona de retenció hidràulica transitòria.
Figura 24. Gràfic de la regressió lineal del coeficient d’assimilació d’amoni associat a la zona de retenció
hidràulica transitòria λS NH4+-N i els paràmetres de retenció hidràulica transitòria: a l’esquerra, l’àrea relativa
de retenció hidràulica transitòria AS:A (λS NH4+-N = 0,0035*AS:A – 0.0003, R2 = 0,78, p = 0,0000) i, a la
dreta, la taxa de bescanvi entre la columna d’aigua i la zona de retenció hidràulica transitòria α (λS NH4+-N =
0,2137*α – 0,0005, R2 = 0,91, p = 0,0000).
Figura 25. Gràfic de la regressió lineal del coeficient d’assimilació d’amoni associat a la zona de retenció
hidràulica transitòria λS PRS-P i els paràmetres de retenció hidràulica transitòria: a l’esquerra, l’àrea relativa
de retenció hidràulica transitòria AS:A (λS PRS-P = 0,0028*AS:A – 0,0003, R2= 0,82, p = 0,0000) i, a la
dreta, la taxa de bescanvi entre la columna d’aigua i la zona de retenció hidràulica transitòria α (λS PRS-P =
0,1595*α – 0,0004, R2= 0,82, p = 0,0000).
36
37
4. DISCUSSIÓ
Els resultats presentats en el capítol anterior mostren com els diferents tractaments aplicats
han afectat de distinta manera tant als paràmetres hidràulics, com a la retenció hidràulica
transitòria i a l’assimilació d’amoni i fòsfor. Les anàlisis ANOVA estudiades indiquen que,
per a la majoria dels paràmetres, el canvi només s’ha produït de manera significativa en la
instal·lació de deflectors vegetats.
A continuació es discuteixen i contextualitzen els resultats obtinguts per tal de respondre,
al llarg del discurs, les diferents hipòtesis plantejades a la introducció i assolir,
posteriorment, les tesis que defensa aquest treball. Principalment, es fa un repàs de
l’afectació dels tractaments sobre els diferents paràmetres, es discuteix sobre els processos
més importants per a l’assimilació de l’amoni i del fòsfor i, finalment, s’analitza la
influència de la zona de retenció hidràulica transitòria en aquests processos.
4.1. ELS PARÀMETRES HIDRÀULICS EN FUNCIÓ DEL
TRACTAMENT APLICAT
Els paràmetres hidràulics (cabal, velocitat, àrea i coeficient de dispersió) es modifiquen en
alterar les característiques morfològiques i estructurals del canal. Per aquest motiu, és
important saber com i perquè han influït els deflectors en cadascun dels paràmetres
hidràulics anteriorment citats.
A l’incorporar els deflectors en el canal, l’àrea transversal s’ha reduït i l’amplada mullada
s’ha estretit, fent augmentar la profunditat del canal. Conseqüentment, la velocitat de
l’aigua adjacent als obstacles ha augmentat. En principi, com més ràpids i profunds són els
rius, menors són les zones de retenció hidràulica, el contacte amb el sediment i
l’assimilació de nutrients per part del bentos [Butturini & Sabater, 1998; Wollhiem et al.,
2001]. En el nostre cas, però, a causa de les dimensions relativament grans dels obstacles
respecte de la secció transversal del canal, ha disminuït dràsticament la velocitat en les
zones anteriors i posteriors als deflectors, generant zones de retenció hidràulica transitòria.
38
La figura 26 esquematitza els canvis en la direcció i en la velocitat de l’aigua del canal
provocats pels deflectors.
Figura 26. Esquema conceptual de la direcció i la velocitat de l’aigua del canal
en el control (esquerra) i en incorporar els deflectors (dreta).
Aquesta reducció de la velocitat en les zones anteriors i posteriors als deflectors ha
disminuït l’energia de l’aigua i ha augmentat un 30% el seu temps de residència, afavorint
la deposició i l’estabilització de matèria orgànica i de sediment. Els mateixos processos
van ser observats per Schulz et al. [2003], que van detectar que els obstacles naturals de la
llera dels rius podien incrementar el temps de residència de l’aigua entre 2 i 18 vegades,
provocant la deposició de més material orgànic particulat (fulleraca, branquillons, etc.).
La generació d’un sediment més abundant i ric en matèria orgànica dóna major
heterogeneïtat al sistema. Aquesta tesi ha estat comprovada en molts estudis de restauració
de rius on, en donar sinuositat als rius, es creaven nous habitats en les zones adjacents als
deflectors [Gücker & Boëchat, 2004; Gooseff et al., 2007; Bukavekas et al., 2007; Knust
& Warwick, 2009].
Els valors del coeficient de dispersió obtinguts en aquest estudi també indiquen un canvi
en el comportament hidrodinàmic del canal. Els resultats són significativament diferents
entre els tres tractaments (control, deflectors impermeables i deflectors vegetats), mostrant
un augment progressiu del contacte superficial entre els marges de la llera i la columna
d’aigua. Gràcies a l’increment de la superfície de contacte, s’ha aconseguit crear noves zones
de retenció hidràulica i, conseqüentment, augmentar la complexitat de les condicions del
39
flux. Altres autors han demostrat que la complexitat del sistema afavoreix l’intercanvi amb
la zona hiporreica [Harvey et al., 1993] i la retenció de nutrients per part del substrat
[Maloney et al., 2005] i/o de les comunitats algals i microbianes que s’hi poden
desenvolupar [Tullos et al., 2005].
Finalment, el cabal no s’ha vist modificat en cap dels tractaments realitzats. Aquests
resultats suggereixen que el seu valor no depèn de la morfologia del canal, sinó que només
ha estat regit per l’aigua que s’ha deixat entrar al canal. Tanmateix, altres estudis sí van
observar una variació del cabal a l’incorporar obstacles naturals o eliminar la vegetació del
canal [Ensign & Doyle, 2005], però en aquests estudis no s’explicita si es va regular el
cabal d’entrada als trams analitzats.
4.2. LES ZONES DE RETENCIÓ HIDRÀULICA TRANSITÒRIA EN
FUNCIÓ DEL TRACTAMENT APLICAT
Les zones de retenció hidràulica transitòria són aquelles on el flux d’aigua és gairebé nul i
s’afavoreix el contacte temporal i espacial entre la columna d’aigua, el sediment
superficial i la zona hiporreica. La importància d’aquestes zones és tant estructural com
funcional, ja que crea nous hàbitats i permet un augment de l’assimilació dels nutrients.
Com s’ha descrit en el capítol 2, existeixen molts tipus de zones de retenció hidràulica
transitòria, que es poden classificar en dos grups: les zones on els processos es donen en la
columna d’aigua i/o en el sediment superficial (AS superficial) i les zones on els processos
es donen al sediment i les arrels intersticial (AS de la zona hiporreica).
Basant-se en diferents publicacions bibliogràfiques [Valett et al., 2002; Ensign & Doyle,
2005; Roberts et al., 2007; Bukavekas et al., 2007], en aquest treball s’ha fet la hipòtesi de
què a l’instal·lar els deflectors i donar major complexitat de flux al sistema, es crearien
noves zones transitòries i s’afavoriria l’intercanvi amb la zona hiporreica gràcies a les
arrels de la vegetació. Tot i que en tots els estudis anteriors es va aconseguir, amb major o
menor èxit, aquest objectiu, s’ha volgut determinar si els canvis produïts en la zona de
retenció hidràulica transitòria depenen de la naturalesa dels deflectors. Es recorda que la
hipòtesi inicial del projecte era que les característiques pròpies de cada tractament
causarien diferents interaccions físiques i biològiques amb l’aigua.
40
Per a mesurar l’efecte dels tractaments sobre la zona de retenció hidràulica transitòria ha
estat necessari calcular l’àrea (AS) i la taxa de bescanvi entre el canal principal i la zona de
retenció (α). Generalment, AS controla la capacitat física de retenció, mentre que α és un
paràmetre bimodal (on/off) que determina la capacitat de l’aigua per intercanviar-se amb la
zona hiporreica [Lautz et al., 2007]. Aquests paràmetres poden ser molt útils per a
comparar diferents tractaments en un mateix canal, ja que indiquen els processos físics que
contribueixen a la retenció hidràulica [Ensign & Doyle, 2005].
A l’incorporar els deflectors inerts i impermeables, AS ha augmentat un 27% respecte el
control i, en canvi, α no s’ha vist modificada. Aquest resultat indica que, tot i que s’han
creat noves zones de retenció hidràulica transitòria d’aigua superficial abans i després dels
deflectors, no s’ha potenciat el bescanvi amb la zona hiporreica. Els obstacles
impermeables, per tant, ajuden a la formació de zones mortes, però mantenen els processos
de la columna d’aigua com els principals mecanismes de control hidràulic.
En canvi, a l’instal·lar els deflectors vegetats, s’han incrementat α i AS en un 63% i un 93%
respectivament. En aquest cas, per tant, no només s’ha aconseguit formar noves zones de
retenció transitòria, sinó que també s’ha potenciat el bescanvi d’aigua vertical amb la zona
hiporreica. El mecanisme de contacte vertical s’ha aconseguit en els espais intersticials del
substrat permeable, ja que l’entemat d’arrels permetia la connectivitat entre el sediment i la
columna d’aigua.
La diferència observada en els dos tractaments es deu a què la barreja d’aigua dels
deflectors impermeables ha transcorregut per les zones de retenció més ràpidament que amb
els deflectors vegetats, ja que el llit de vegetació tenia un flux d’entrada (α) més ràpid, però
igual taxa de retorn (k2). Com que l’aigua ha estat retinguda més temps en els espais
intersticials dels deflectors amb substrat permeable, s’ha pogut donar el bescanvi vertical i
els processos físics i biològics associats. La figura 27 mostra les diferents zones de
retenció hidràulica transitòria (AS superficial i AS de la zona hiporreica) i els paràmetres de
bescanvi associats (α, k2) en el control, el tractament amb deflectors impermeables i el
tractament amb deflectors vegetats.
41
As zona hiporreica
As superficial
α k2
As zona hiporreica
As superficial
α k2
As superficial
α k2
As zona hiporreica
Figura 27. Esquema conceptual de les zones de retenció hidràulica (AS superficial i AS hiporreica)
i els paràmetres de bescanvi associats (α i k2) en els diferents tractaments aplicats. De dalt a baix:
el tram de control (sense tractament), el tractament amb deflectors impermeables i el tractament
amb deflectors vegetats. AS superficial augmenta progressivament, mentre que α i AS zona hiporreica
només ho fan en el tractament amb deflectors vegetats. Per la seva part, k2 augmenta en instal·lar
qualsevol tipus de deflector.
42
Altres estudis anteriors també van aconseguir augmentar AS i α al posar obstacles al canal
principal de diferents rius. La taula 9 recull, entre d’altres, els valors de AS i α enregistrats
en diferents tractaments amb deflectors extrets de la bibliografia analitzada.
Estudi Tractament AS (cm2) α (s-1) AS:A
Control 0,056 0,00049 0,115 Ensign & Doyle 2005
Riu Snapping Turtle Deflectors inerts 0,127 0,00074 0,225
Control 0,079 0,00039 0,319 Ensign & Doyle 2005
Riu Slocum Creek Deflectors inerts 0,094 0,00058 0,376
Control 0,013 0,00150 0,0061 Argerich et al. 2008b
Substrats inerts 0,029 0,00310 0,114
Control 0,060 0,00010 0,500 Valett et al. 2002
Obstacles LWD (runes de fusta llargues) 0,100 0,00013 0,880
Control 0,017 0,00480 - Knust et al. 2009
Obstacles naturals (roques i perifiton) 0,050 0,00530 -
Control 0,028 - 0,179 Roberts et al. 2007
Obstacles CWD (runes de fusta grosses) 0,046 - 0,348
Control 0,004 0,00270 0,075
Deflectors impermeables 0,006 0,00290 0,137 Estudi de Gualba
Deflectors vegetats 0,009 0,00440 0,190
Taula 9. Valors dels paràmetres de retenció hidràulica transitòria (As, α i As:A) observats en diferents
tractaments amb deflectors extrets de la bibliografia consultada.
Com es pot observar, els experiments que van utilitzar obstacles permeables, com troncs o
runes orgàniques, van obtenir un increment major de AS que aquells que es limitaren a posar
deflectors impermeables o inerts. A més, els valors de α només van variar considerablement
en aquells casos on els deflectors instal·lats permetien la permeabilitat de l’aigua.
43
Per a corroborar el benefici d’utilitzar deflectors vegetats, s’ha analitzat la relació AS:A,
que mesura la capacitat física del canal per a retenir aigua. Quan AS:A té valors baixos,
l’aigua transcorre més ràpidament i, per tant, la probabilitat de retenir nutrients es redueix.
En el present estudi, els valors de AS:A han variat significativament tant a l‘introduir els
deflectors impermeables com els vegetats, augmentant 1,7 i 2,5 vegades, respectivament,
els valors de control. A la vista d’aquests resultats, es conclou que, tot i que la finalitat
d’augmentar l’àrea de retenció hidràulica transitòria s’aconsegueix amb els dos tractaments,
els deflectors vegetats i permeables han generat més increment de la zona de retenció
respecte l’àrea transversal total que els impermeables.
En analitzar els resultats d’altres estudis, (veure taula 9), també s’extreu la conclusió que els
deflectors orgànics presenten major rendiment que els inerts. En instal·lar deflectors
impermeables, Ensign i Doyle [2005] van observar un augment de 1,2 vegades els valors de
control. En canvi, en incorporar troncs i runes orgàniques, Valett et al. [2001] i Roberts [2007]
van calcular que el valor de AS:A era, respectivament, 2 i 2,1 vegades més gran que l’inicial.
L’únic cas contradictori és l’estudi d’Argerich et al. [2008b], que a l’incorporar paquets de
sediment inert van obtenir un augment de 2 vegades els valors inicials. Tanmateix, en
caracteritzar els sediments es va observar un percentatge elevat de matèria orgànica en forma
d’epíliton i FBOM, la qual cosa explicaria els alts valors de AS:A obtinguts.
Per tant, en aquells projectes de restauració que tinguin per objectiu potenciar les àrees de
retenció hidràulica transitòria respecte a l’àrea del canal, s’aconsella la utilització de
deflectors. La tria del deflector a incorporar depèn, exclusivament, del percentatge que es
vol fer augmentar les zones de retenció hidràulica transitòria. Per exemple, els projectes
que es destinin a la restauració de rius o rieres poc alterats i que mantenen la seva
funcionalitat, poden implantar deflectors impermeables. En canvi, en els trams que han
estat fortament modificats es considera que és preferible la utilització de deflectors
vegetats i permeables, que permeten formar noves zones de retenció hidràulica transitòria.
Els valors de l’índex HRF obtinguts en aquest estudi han indicat un augment del contacte
amb el sediment en ambdós tractaments, tot i que només ha estat significativament
important en els deflectors vegetats. En general, com més contacte existeix, més temps
44
triga l’aigua en recórrer un metre lineal del canal i més efecte tenen els processos
relacionats amb el bescanvi vertical d’aigua [Morrice et al., 1997; Roberts et al., 2007]. Així,
els resultats experimentals de l’estudi demostren que és possible afavorir la zona de contacte
amb el sediment utilitzant un tipus de deflector concret. Aquest fet pot ser d’especial interès
en aquells projectes on la restauració d’un espai fluvial vulgui potenciar els processos
associats al sediment i a la zona hiporreica, com són els processos d’assimilació de nutrients
o de sedimentació de partícules fines. En alguns estudis, com el present, s’ha observat que
l’índex HRF està altament relacionat amb AS. Alguns autors han afirmat que ambdós
paràmetres mesuren la mateixa propietat de la zona transitòria [Ensign & Doyle, 2005], però
això només es compleix en aquells trams on les zones de retenció transitòria adjacents al
sediment signifiquin un percentatge elevat de les zones de retenció hidràulica total.
En resum, es pot concloure que els deflectors han tingut un efecte positiu sobre les zones
de retenció hidràulica transitòria, especialment en el tractament amb deflectors vegetats.
Globalment, els resultats obtinguts resulten ser relativament més optimistes que en altres
estudis realitzats prèviament. Tot i que en gran mesura el guany es deu al tipus de deflector
emprat, també pot haver-hi influït el cabal. Gran part de la bibliografia consultada va
concloure que existeix una relació inversa entre el cabal i els paràmetres de retenció
hidràulica [Argelich et al., 2008b; Buturrini & Sabater, 1999; D’Angelo et al., 1993; Hall
et al., 2002; Mcknight et al., 2004]. Així, cabals petits feien augmentar la influència de la
hidràulica i la zona hiporreica. Malgrat aquesta teoria no ha pogut ser confirmada en
aquest estudi (els valors de cabal sempre s’han mantingut més o menys constants), és
probable que el poc cabal (entre 0,005 i 0,009 m3/s) ajudés a augmentar la interacció amb
la zona de retenció hidràulica transitòria.
4.3. ASSIMILACIÓ DE NUTRIENTS
A l’inici del projecte, es va partir de la hipòtesi de què l’assimilació dels nutrients estudiats
(amoni i fòsfor) es veuria afectada pels canvis produïts en la zona de retenció hidràulica
transitòria a l’instal·lar els deflectors. En base als resultats obtinguts en altres estudis,
s’esperava que, en alentir-se la velocitat de l’aigua, s’augmentés la sedimentació de
material fi orgànic i la retenció per deposició [Madsen et al., 2001]. A més, les noves
45
zones de retenció hidràulica transitòria afavoririen el contacte de l’aigua amb el biofilm, el
perífiton i la zona hiporreica, aconseguint una major assimilació pel metabolisme autòtrof i
heteròtrof [Argerich et al., 2008b].
Tot i això, es va suposar que les característiques concretes de cada deflector podien afectar
a la variabilitat del substrat [D’Angelo et al., 1993], la profunditat de la llera [Harvey &
Bencala, 1993], la porositat [Morrice et al., 1997], la permeabilitat [Triska et al., 1989], les
diferents zones de retenció hidràulica transitòria existents [Argerich et al., 2008b] i les
algues i comunitats microbianes que hi habiten [Mulholland et al., 2000]. Com s’ha
detallat en el capítol segon, els processos que regulen l’amoni són l’assimilació
heterotròfica, la nitrificació i la sorció [Peterson et al., 2001], mentre que en el fòsfor
depèn de la precipitació, la sorció i la producció primària del biofilm [Reddy et al., 1999].
Així doncs, si els processos eren diferents i les característiques dels tractaments també, era
d’esperar que la relació entre aquests variés en funció del nutrient a estudiar.
Segons els resultats exposats en el capítol 3, els coeficients d’assimilació d’ambdós
nutrients s’han vist modificats a l’incorporar els deflectors. En el cas de l’amoni, només ha
disminuït significativament la concentració amb els deflectors vegetats, que han augmentat
l’assimilació en la zona de retenció hidràulica transitòria. En canvi, la concentració de
fòsfor també s’ha reduït en el tractament de deflectors impermeables, malgrat que
l’assimilació en la zona transitòria no s’ha vist modificada. La divergència en els resultats
anteriorment exposats demostren que els processos que regulen l’assimilació de l’amoni i
el fòsfor són diferents. L’afectació dels diferents tipus de deflectors sobre les taxes
d’assimilació, per tant, varia en funció del nutrient a estudiar, afavorint cada tractament a
un tipus d’assimilació i sent més apropiat per a aconseguir un determinat rendiment.
D’altra banda, els valors de les taxes d’assimilació de l’amoni sempre han estat superiors a
les del fòsfor. La diferència es deu al diferent paper que juguen aquests nutrients en el
metabolisme autòtrof i heteròtrof, que requereixen més nitrogen que fòsfor. Estudis
anteriors realitzats en rius mediterranis també van arribar a la mateixa conclusió després
d’observar valors d’assimilació similars [Butturini & Sabater, 1999; Sabater et al., 2000;
Argerich et al., 2008b].
A continuació es discuteixen els resultats obtinguts per a cada nutrient basant-se en els
processos que regulen la seva assimilació i l’afectació dels deflectors en dits processos.
46
4.3.1. ASSIMILACIÓ DE L’AMONI
A l’instal·lar deflectors impermeables, el coeficient d’assimilació total d’amoni (K NH4+–
N) s’ha vist relativament afectat, mentre que el coeficient d’assimilació a la zona de
retenció hidràulica transitòria (λs NH4+–N) ha quedat inalterat. Aquests resultats indiquen
que els processos que han augmentat l’assimilació d’amoni estan relacionats amb la
columna d’aigua i no amb la zona hiporreica. Tenint en compte que el metabolisme
autòtrof generalment està relacionat amb la columna d’aigua i l’heteròtrof amb la zona
hiporreica [Jones & Holmes, 1996; Duff & Triska, 2000]. es conclou que els deflectors
impermeables van afavorir l’assimilació per via autotròfica. Malgrat que la producció
primària no acostuma a ser important en l’assimilació d’amoni [Peterson et al., 2001;
Webster et al., 2003], Wollheim [Wollheim et al., 1999] va determinar que podia arribar a
ser-ho quan s’augmentava la concentració de fòsfor, el qual deixava de ser un factor
limitant per a la realització d’aquest procés metabòlic.
El tractament amb deflectors vegetats, en canvi, ha provocat un augment significatiu en
l’assimilació total d’amoni i, especialment, en el coeficient d’assimilació de la zona
transitòria. En primera instància, aquests resultats suggereixen que les plantes helòfites
juguen un paper clau en l’assimilació d’amoni.
Malgrat que alguns estudis van demostrar que la vegetació del canal podia influir en
l’assimilació del nitrogen absorbint amoni i nitrat per les arrels [Merserburguer et al.,2009;
Meyer, 1979; Mullholland et al.,2000], la majoria d’autors recolzen que el paper de la
vegetació és fonamentalment físic. Chambers et al. [1992] van observar que les plantes
feien de filtre, donaven estabilitat i ajudaven a la deposició de matèria orgànica, que al seu
torn feia augmentar la concentració de nutrients en la zona hiporreica i el sediment.
Roberts et al. [2007] van concloure que a l’instal·lar deflectors de troncs i runes
orgàniques, s’augmentava l’estabilitat del sediment i li proporcionava un substrat més
estable pel biofilm. A més, Schulz et al. [2003] i Bukaveckas et al. [2007] observaren que
la vegetació instal·lada contribuïa directament a la formació de matèria orgànica
particulada, afavorint al metabolisme del canal actiu.
Tenint en compte els estudis citats anteriorment i els resultats obtinguts, es conclou que els
deflectors vegetats han servit per a potenciar el metabolisme heteròtrof dels espais
47
intersticials gràcies a les seves interaccions físiques amb el sediment i la columna d’aigua.
La potenciació dels microorganismes heteròtrofs de la zona hiporreica, el sediment
superior i les zones intersticials entre el substrat i les arrels dels hel·lòfits és clau, ja que
són els principals implicats en la dinàmica de l’amoni [Mullholland et. al.,1997; Butturini
& Sabater, 1999; Jones & Holmes, 1996; Romaní et al., 1998].
La tesi d’aquest treball contrasta amb la d’altres autors que van arribar a la conclusió que
els bacteris nitrificadors [Triska et. al., 1990; Holmes et al., 1994; Peterson et al., 2001;
Hall et al., 2002; Mulholland et al., 2002] i la sorció física [Simon et al., 2005] podien
tenir major importància en la retenció de l’amoni que l’assimilació heterotròfica.
Tanmateix, aquests estudis es realitzaren en rius limitats pel nitrogen, que contenien molta
matèria orgànica al sediment i on les addicions experimentals van saturar el medi. Tot i
això, per a corroborar que realment l’amoni de Gualba ha estat assimilat pels bacteris
heteròtrofs i no per altres mecanismes fóra necessari estudiar l’evolució del nitrat al riu.
Aquest estudi anava més enllà de l’objecte del present projecte, que engloba només els
principals causants d’eutrofització en les rieres mediterrànies. Tanmateix, fóra raonable
realitzar aquest estudi en un futur.
La figura 28 mostra els processos implicats en l’assimilació de l’amoni i il·lustra la
influència que aquests tenen en rierols forestats segons els resultats obtinguts i discutits
anteriorment.
En resum, es pot concloure que els deflectors vegetats han servit per a augmentar el
bescanvi amb la zona hiporreica i facilitar els processos que hi tenen lloc, mentre que els
deflectors impermeables només han afavorit a la retenció del canal principal.
Aquesta teoria es confirma en analitzar la correlació entre les variables de retenció
hidràulica transitòria (AS:A i α) i els coeficients d’assimilació d’amoni (K, λs). K NH4+–N
s’ha relacionat moderadament amb AS:A i α, indicant que l’augment de la zona de retenció
hidràulica transitòria ha afectat a l’assimilació total d’amoni. En canvi, λs NH4+–N ha
presentat una forta dependència de α, mostrant que aquest paràmetre està més relacionat
amb la zona hiporreica que amb les zones de retenció hidràulica superficials.
48
NH4+- N
Reassimilació
Sorció
Biota heteròtrofa
NH4+- N
Nitrificació directa
Nitrificació indirecta
NH4+- N NH4
+- N
NO3- - N
Biota
Assimilació
NO3- - N
Figura 28. Esquema conceptual de la influència dels processos implicats en l’assimilació de l’amoni en els
rierols. L’assimilació per via heteròtrofa de la biota de la zona hiporreica és el principal procés implicat,
dominant davant la nitrificació i la sorció.
Com s’ha comentat a l’apartat 4.2, els deflectors impermeables han augmentat AS:A, però
no α, potenciant només les zones de retenció hidràulica superficials. Probablement,
l’augment de remolins, recessos i zones mortes han alentit la velocitat total de l’aigua i han
permès a les algues del canal principal assimilar majors quantitats d’amoni. D’altra banda,
els deflectors vegetats no només han incrementat significativament AS:A, sinó que també
han augmentat α, paràmetre bimodal que determina la capacitat de l’aigua per intercanviar-
se amb la zona hiporreica. Així, en afavorir el bescanvi amb la zona hiporreica, s’ha
aconseguit una assimilació major d’amoni gràcies a què els microorganismes heteròtrofs
han tingut més temps de contacte amb les aigües.
A més, els resultats anteriors demostren que existeix una relació directa entre les zones de
retenció hidràulica transitòria i l’assimilació d’amoni. Gran varietat d’articles van
demostrar la importància de les zones de retenció hidràulica en l’assimilació de l’amoni,
tant de les superficials [Gücker & Boëchat, 2004]. com especialment de les sub-
superficials [Jones et. al., 1995; Holmes et al., 1996; Valett et al., 1996; Mulholland et al.,
1997; Hill et al., 1998].
Tanmateix, Butturini i Sabater [1999] van concloure que la zona hiporreica no influenciava
al cicle de l’amoni a la Riera Major, i Hall et al. [2002] va trobar una relació poc
significativa. Probablement, la no correlació va ser deguda a què les zones de retenció
49
hidràulica transitòria dels seus rius estaven fonamentalment a la columna d’aigua i no a la
zona hiporreica i, per tant, aquesta última va tenir poc impacte en la dinàmica dels
nutrients. Aquesta explicació es basa en què, a l’analitzar els resultats d’altres rius on
existia un bescanvi significatiu entre la columna d’aigua i la zona hiporreica, sí es va poder
relacionar l’assimilació de l’amoni amb la zona de retenció hidràulica transitòria [Grimm
et al., 1984; Valett et al., 2001; Morrice et al., 1997].
D’altra banda, Webster et al. [2003] i Martí et al. [1997] tampoc van trobar relació entre
els paràmetres de retenció hidràulica transitòria i l’amoni. En aquests estudis, però, el rang
de valors de AS:A era molt petit i, per tant, l’error obtingut a l’hora d’establir una possible
regressió era considerablement gran. Per a poder establir una correlació fiable entre
aquestes variables és necessari un rang de valors relativament gran de AS:A, com el que
s’obté en el present estudi.
En resum, aquells projectes de restauració que tinguin per objectiu la reducció de la
concentració d’amoni de la columna d’aigua han de considerar la presència d’una zona
hiporreica ben desenvolupada i funcionalment activa. Per aconseguir-ho, és raonable
instal·lar deflectors vegetats, que afavoreixen aquesta zona de retenció hidràulica respecte
les superficials.
4.3.2. ASSIMILACIÓ DEL FÒSFOR
A l’instal·lar els deflectors impermeables, el coeficient d’assimilació total de fòsfor ha
augmentat significativament respecte el de control, però el coeficient relacionat amb la
zona de retenció hidràulica transitòria no ha estat alterat. Tenint en compte que la retenció
associada a la columna d’aigua es deu, principalment, al biofilm algal que resideix sobre el
sediment superficial [Butturini & Sabater, 1999; Harvey et al., 2003], els resultats mostren
que la producció primària de la columna d’aigua ha estat la responsable de la majoria de
l’assimilació. La gran quantitat de fòsfor assimilat pels productors primaris al canal de
Gualba no és d’estranyar, ja que acostuma a ser un nutrient limitant en rieres mediterrànies.
Molts altres estudis van relacionar el fòsfor amb la producció primària del canal principal
[Reddy et al., 1999; Martí et al., 1996; Sabater et al., 2000; Butturini & Sabater, 1999).
McKnight (McKnight et al., 2004), per exemple, va determinar que el fòsfor semblava
50
controlat per les algues de la columna d’aigua, ja que λs era 13 vegades més petita i no
presentava regressió lineal amb l’assimilació total de PRS. Simon et al. [2005] van trobar
relació entre la quantitat de clorofil·la A i l’assimilació de fòsfor, atribuint la seva reducció
a la producció primària. Sabater et al. [2000] també van relacionar l’assimilació de fòsfor
amb la producció primària del canal observant que variava més que l’amoni en funció de la
il·luminació del canal.
A l’instal·lar els deflectors vegetats, en canvi, s’ha observat un augment significatiu de tots
els paràmetres d’assimilació, demostrant que la incorporació de plantes helòfites té un
efecte positiu en la retenció de fòsfor. Altres autors van extreure resultats similars a
l’estudiar el paper de la vegetació riperiana en la dinàmica de nutrients. Sabater et al. [2000]
van descobrir que l’alteració del bosc de ribera podia impactar directament en els processos
biogeoquímics amb implicacions funcionals per a l’ecosistema fluvial i, posteriorment,
Argerich et al. [2008] van relacionar l’assimilació de fòsfor amb el nombre d’arrels dels
arbres del mateix bosc. Schulz et al. [2003], per la seva part, van comptabilitzar que entre un
12 i un 25 % del fòsfor retingut en el seu experiment havia estat assimilat directa o
indirectament pels macròfits instal·lats. Tot i això, Wigand et al. [1996] van determinar que
els processos de retenció de nutrients per part de les arrels sovint podien estar emmascarats
per la interacció de les forces físiques i l’estructura del sediment.
D’altra banda, com s’ha comentat en l’apartat 5.2, els deflectors vegetats també han
augmentat la zona de retenció hidràulica (AS, AS:A) respecte el tractament de deflectors
impermeables. L’augment d’aquestes zones ha afavorit encara més el contacte de la
columna d’aigua i el biofilm, aconseguint augmentar l’assimilació de fòsfor per part dels
productors primaris.
Finalment, la vegetació també ha pogut tenir un efecte en la sorció abiòtica del fòsfor,
procés que depèn de la quantitat de matèria orgànica del sediment [Meyer et al.,2005].
Chambers et al. [1992] i Valett et al. [2002] van observar en els seus respectius estudis que
els obstacles que augmentaven les zones de retenció hidràulica, retenien més matèria
orgànica i feien dipositar majors quantitats de fòsfor en el sediment. Aquest procés és
especialment important en habitats de gran concentració de fòsfor, on l’assimilació biòtica
és menys efectiva. Aldridge et al. [2009], per exemple, van comptabilitzar que fins un 70%
de l’assimilació total d’un riu eutrofitzat podia ser precipitat o sorbit de forma abiòtica. En
51
el cas de la riera de Gualba, però, es desestima que aquest procés hagi estat el principal
responsable de l’assimilació de fòsfor, ja que la duració dels experiments realitzats no ha
permès l’existència d’altes concentracions de fòsfor durant un període suficientment llarg.
A més, la quantitat de matèria orgànica dipositada abans i després dels deflectors no ha
estat prou com per a crear resultats tan significativament alts de sorció. Tot i això, fóra
convenient estudiar més detalladament aquest procés per a confirmar-ho.
La figura 29 il·lustra els processos implicats en l’assimilació del fòsfor i la seva implicació
en les rierols d’acord amb els resultats obtinguts en aquest projecte.
PO43-- P
Reassimilació
PIP
Assimilació
Sorció Precipitació
PRS PRS
PO43- - P
Biota autòtrofa
Biota heteròtrofa
Figura 29. Esquema conceptual de la influència dels processos implicats en l’assimilació del fòsfor en les
rierols. L’assimilació per via autòtrofa de la biota del sediment superficial és el principal procés implicat,
dominant davant l’assimilació heteròtrofa, la precipitació i la sorció.
En resum, es pot concloure que l’aplicació d’obstacles afavoreix la retenció de fòsfor en el
canal principal, però el tractament amb deflectors vegetats té un major efecte. El fòsfor, per
tant, està relacionat amb la producció primària associada a l’àrea de la zona de retenció
transitòria i no tant amb el bescanvi de la zona hiporreica.
La relació entre els paràmetres hidràulics i els d’assimilació corrobora la tesi de que la
producció primària del biofilm està íntimament relacionada amb l’assimilació de fòsfor, ja
que la taxa d’assimilació total de fòsfor (K PRS) està fortament relacionada amb AS:A.
Ryan et al. [2007] van obtenir la mateixa relació a l’estudiar la dinàmica del fòsfor en una
riera de EEUU. Comparant els dos estudis, es pot concloure que a l’augmentar la zones de
52
retenció transitòria, s’aconsegueix disminuir la velocitat de l’aigua del canal i exposar-la
més temps al biofilm, facilitant el contacte amb la biota algal associada la superfície del
sediment. Vervier et al. [2009], a més, van observar que la formació de remolins permetia
un major contacte lateral entre l’aigua del canal principal i el sediment, aconseguint que
més fòsfor quedés retingut en aquest. Hall et al. [2002] i Argerich et al. [2008b], en canvi,
no van establir cap relació entre AS:A i K PRS. En aquests casos, però, només es va
estudiar la zona hiporreica, on predomina el metabolisme heteròtrof.
El coeficient λs, per la seva part, està fortament relacionat tant amb AS:A com amb α.
Aquestes relacions demostren que, tot i que majoritàriament l’assimilació es dóna en les
zones de retenció hidràulica superficials, alguns dels processos que tenen lloc a la zona
intersticial poden influir en la retenció de fòsfor. Vervier et al. [2009] i Argerich et al.
[2008] també van trobar aquesta relació, afirmant que un major contacte amb les zones
intersticials podien fer augmentar la sorció i l’assimilació dels microorganismes.
Tanmateix, van observar que quan la velocitat de bescanvi era molt gran, els resultats eren
oposats. Martí i Sabater [1996] també van arribar a la mateixa conclusió en observar que a
valors alts de α hi havia major retenció d’amoni, però no de fòsfor. En l’estudi del canal de
Gualba, aquest efecte no s’ha pogut observar, ja que la instal·lació dels deflectors no ha fet
augmentar suficientment els valors de α respecte els obtinguts en el control.
En resum, els projectes de restauració que tinguin per objectiu la reducció de la concentració
de fòsfor de la columna d’aigua han de potenciar les zones de retenció hidràulica,
especialment les superficials. Per aconseguir aquest propòsit és raonable la utilització de
deflectors. La tria del deflector dependrà de la concentració basal de fòsfor de l’aigua, sent
prioritaris els deflectors vegetats en condicions d’elevada concentració de fòsfor.
53
5. PROPOSTA D’INSTAL·LACIÓ DE DEFLECTORS EN UN
CAS REAL: RIERA DE RIDAURA
En els capítols anteriors s’ha demostrat que es pot afavorir l’assimilació dels nutrients a
partir de potenciar les zones de retenció hidràulica transitòria amb modificacions
estructurals del canal mitjançant deflectors. Al llarg de la discussió, s’ha exposat com cada
tipus de deflector provoca diferents respostes hidràuliques i d’assimilació. Els deflectors
inerts i impermeables són útils per a potenciar les zones de retenció hidràuliques ja
existents i per aconseguir una millor assimilació en les zones de retenció hidràulica
superficial. En canvi, els deflectors vegetats són útils en rieres on es vulguin potenciar el
bescanvi vertical d’aigua i l’assimilació en la zona hiporreica. En resum, la selecció dels
deflectors que s’han d’instal·lar a les rieres mediterrànies que han estat canalitzades depèn
tant de les condicions inicials del riu com dels processos que es vulguin potenciar en el
projecte de restauració.
A continuació, a fi de mostrar l’aplicabilitat de les tesis anteriors en projectes de restauració
reals, s’estableixen les bases del disseny per a la restauració d’un tram del Ridaura, al Baix
Empordà. A causa de les característiques intrínseques de cada riera i del desconeixement
de la influència relativa d'alguns paràmetres en els valors trobats a Gualba (com per
exemple, la separació i la grandària dels obstacles), no es considera raonable que
s’obtinguin, quantitativament parlant, idèntics resultats amb el mateix tipus d'actuació. Per
tal motiu, les avaluacions i les propostes que es presenten en aquest capítol són
fonamentalment qualitatives i s’han de prendre com a punt de partida per a un futur
projecte de restauració.
D’altra banda, per a concretar més el disseny, es requereix realitzar un estudi experimental
més complet del canal a restaurar que consideri l’influència d’altres factors, a més dels
calculats en aquest treball, en el comportament de la riera, com poden ser la concentració
basal de nutrients, la longitud del canal o el nombre, les dimensions i la disposició dels
deflectors.
54
5.1. ÀREA D’ESTUDI
El disseny de la restauració s’ha dut a terme en un tram d’ordre tres de la riera del Ridaura
situat entre la depuradora de Castell d’Aro i l’entrada a Platja d’Aro. Al llarg dels 1,5 km
que presenta aquest tram, l’aigua és conduïda per un canal de terra rectilini d’entre 2 i 3
metres d’amplada que està confinat dins d’una terrassa artificial de 20 metres d’amplada.
Al marge dret de la terrassa hi ha el carril bici que comunica Castell d’Aro i Platja d’Aro,
mentre que al marge esquerre es troba la carretera C-31. Durant tot el tram analitzat no hi
ha aportacions laterals de flux.
La vegetació la conformen plantes herbàcies i arbustives d’escàs valor natural que
cobreixen parcialment els marges del canal. Les espècies més abundants són Arundo donax
i Convolvulus sp. La resta de la terrassa queda desproveïda de vegetació de ribera
autòctona, sent susceptible a l’erosió en episodis de pertorbacions o d’avingudes.
La figura 30 mostra una fotografia del tram que es vol restaurar. Es pot observar la seva
situació, la seva morfologia i la vegetació.
Figura 30. Fotografia del tram de Ridaura a restaurar.
Durant els mesos d’estiu, quan l’aigua del riu és escassa, l’augment estacional de les
poblacions circumdants causa un excés d’aportacions d’aigua residual, el qual eutrofitza el
55
tram. Les condicions basals d’amoni i de fòsfor detectades al mes d’agost són de 0,359
ppm i de 1,225 ppm, respectivament.
Per tant, l’objectiu de la restauració se centra en aconseguir reduir la concentració dels
nutrients que causen l’eutrofització i fomentar les zones de retenció hidràulica transitòria.
Per aconseguir-ho, es proposa modificar l’estructura del canal utilitzant els deflectors que
s’adaptin millor a les condicions inicials de retenció hidràulica i d’assimilació de nutrients
del tram a restaurar.
5.2. MATERIALS I MÈTODES
Per a establir quin tipus de deflector és el més adequat per a assolir l’objectiu proposat,
s’ha realitzat un experiment d’addició de soluts en un tram de 20 metres del canal a
restaurar. El protocol de mostreig seguit i els materials emprats en aquest experiment han
estat els mateixos que els descrits en l’apartat 2.3 del present treball. L’injecció de la
solució del bidó, de 73,2 mS/cm, ha començat a les 19:00 i ha acabat 12 minuts més tard.
La figura 31 mostra la corba de la conductivitat enregistrada al llarg de l’addició.
1595
1597
1599
1601
1603
1605
1607
1609
1611
1613
1615
00:00 02:53 05:46 08:38 11:31 14:24
Figura 31. Gràfic de l’evolució de la conductivitat al llarg de l’experiment d’addició de solut al Ridaura.
A més, durant el mes d’agost s’han recollit mostres d’aigua de sis punts del canal
seleccionats a l’atzar per tal d’establir les concentracions basals d’amoni i de fòsfor. La
taula 10 recull les concentracions de cada punt de mostreig.
56
PUNT DE MOSTREIG NH4+ -N (ppm) PRS-P (ppm)
PUNT 1 0,462 1,462
PUNT 2 0,408 1,284
PUNT 3 0,400 1,264
PUNT 4 0, 396 1,136
PUNT 5 0,246 1,132
PUNT 6 0,213 1,067
Taula 10. Concentracions durant el mes d’agost d’amoni i fòsfor de sis punts del
canal de Riudaura seleccionats a l’atzar.
Els paràmetres físics del tram a restaurar s’han mesurat in-situ i són la longitud del canal,
l’amplada mullada del canal, la profunditat mitjana i la temperatura de l’aigua.
Seguidament, s'ha procedit a calcular les variables hidròdinàmiques d'aquest tram i a
estimar els paràmetres de retenció hidràulica transitòria i les taxes d’assimilació de
nutrients. Per a la realització d'aquests càlculs i estimacions s'han considerat els models i
fórmules emprats en l'estudi del canal de la riera de Gualba, que han estat exposats i
justificats al capítol 2.
En primer lloc, s’han calculat les variables hidrodinàmiques: el cabal (Q), el temps mitjà de
transport (T1/2), l’àrea transversal del canal (A) i la velocitat mitjana del flux d’aigua (U).
Seguidament, s’han estimat els paràmetres de retenció hidràulica transitòria D, AS i α
mitjançant el model de transport unidimensional OTIS [Runkel, 1998]. Com que la simulació
es fa en referència a la corba de conductivitat observada en l’experiment d’adició de soluts,
no s’han considerat ni les aportacions laterals ni els coeficients d’assimilació. A partir dels
paràmetres A, AS i α, s’han calculat els valors de k2, AS:A i HRF.
Finalment, s’han estimat les taxes d’assimilació de nutrients afegint en el mateix model de
transport OTIS els coeficients d’assimilació de primer ordre λ i λS. En aquest cas, s’han
emprat com a referència les corbes de concentració d’amoni i de fòsfor observades en
l’experiment d’addició de soluts de Gualba.
57
5.3. RESULTATS
En aquest apartat es presenten els valors mesurats, calculats o estimats dels paràmetres
hidràulics, de retenció hidràulica transitòria i d’assimilació de nutrients que caracteritzen
les condicions actuals del canal del Ridaura.
La taula 11 recull les concentracions basals d’amoni i fòsfor observades en el canal a
restaurar.
NUTRIENT CONCENTRACIÓ (ppm)
Amoni (NH4+ -N) 0,359
Fòsfor (PRS-P) 1,225
Taula 11. Concentració basal mitjana d’amoni i de fòsfor del tram a restaurar del Ridaura.
Els paràmetres d’assimilació de nutrients (λ, λS i K ) es recullen a la taula 12. Per a facilitar
la seva anàlisi en l'apartat 5.4, s’ha afegit una segona columna amb els resultats del tram de
control de Gualba.
RIDAURA GUALBA
λ NH4+-N (s-1) 0,0002 0,0026
λs NH4+-N (s-1) 0,0000005 0,00003
K NH4+-N (s-1) 0,0002 0,0026
λ PRS-P (s-1) 0,00015 0,001
λs PRS-P (s-1) 0,0000003 0,000011
K PRS-P (s-1) 0,00015 0,001
Taula 12. Paràmetres d’assimilació de nutrients λ, λS i K del tram a restaurar del Ridaura
i del tram de control de l’estudi experimental de Gualba.
Els valors dels paràmetres hidràulics (cabal Q, àrea A, velocitat mitjana U i coeficient de
dispersió D) que caracteritzen el canal es recullen a la taula 13.
58
PARÀMETRE RIDAURA GUALBA
Q (m3/s) 0,0740 0,0069
A (m2) 0,400 0,060
U (m/s) 0,190 0,115
D (m2/s) 0,800 0,038
Taula 13. Paràmetres hidràulics Q, A, U i D del tram a restaurar del Ridaura i
del tram de control de l’estudi experimental de Gualba.
Els paràmetres de retenció hidràulica transitòria (AS, α, k2, AS:A, HRF) es recopilen a la
taula 14.
PARÀMETRE RIDAURA
AS (m2) 0,06
α (s-1) 0,005
k2 (s-1) 0,33
AS:A 0,15
HRF 0,81
Taula 14. Paràmetres de retenció hidràulica transitòria AS, α, k2, AS:A i HRF del tram
a restaurar del Ridaura i del tram de control de l’estudi experimental de Gualba.
5.4. PROPOSTA DE RESTAURACIÓ
Seguint les tesis del nostre projecte, i a fi de determinar el tipus d'actuació a realitzar en el
Ridaura, en aquest apartat s'analitzen els resultats obtinguts i es comparen amb els de
l'estudi experimental de Gualba.
La conclusió global és que sembla raonable la incorporació de deflectors vegetats, donat
que s’adapten millor als requeriments de retenció hidràulica transitòria i d’assimilació de
nutrients del canal a restaurar.
59
5.4.1. NECESSITAT D’INSTAL·LAR DEFLECTORS
Les concentracions basals d’amoni i fòsfor del Ridaura d'han recollit a la taula 10. Com es
pot observar, els valors obtinguts són considerablement majors que els observats al canal
experimental de Gualba. Els resultats indiquen que les aigües del Ridaura estan clarament
eutrofitzades per l’amoni i, especialment, pel fòsfor. En conseqüència, el projecte de
restauració ha de fixar com objectiu principal la reducció de la concentració de fòsfor en
l’aigua, afavorint la seva assimilació per part dels organismes autòtrofs.
La necessitat de potenciar els processos assimilatoris és reafirma a l'observar les taxes
d’assimilació de nutrients que presenta el tram a restaurar. Com mostra la taula 12, els
coeficients d’assimilació del Ridaura són fins a dos ordres de magnitud menors que en el
canal de Gualba, sent especialment baixos els valors d’assimilació de fòsfor.
En el capítol 4 s’ha comprovat com les zones de retenció hidràulica transitòria poden
afavorir els processos d’assimilació de nutrients ja que, en alentir-se la velocitat, el flux
d’aigua pot estar més temps en contacte amb el sediment i la zona hiporreica.
Per tant, a fi de que existeixin més zones de retenció hidràulica transitòria, és necessari que
el canal presenti àrees de baixa velocitat del flux d’aigua. Com es pot observar a la taula
13, el Ridaura presenta un cabal i una velocitat considerablement alts en relació als de
Gualba, el que comporta un baix contacte entre la columna d’aigua i el sediment i dificulta
que actuin els processos hidrològics i metabòlics que hi tenen lloc. A més, l’elevada
velocitat amb la que circula el flux d’aigua impedeix l’establiment dels microorganismes
implicats en l’assimilació de nutrients, que estan adaptats a condicions de flux lent.
Per aconseguir disminuir la velocitat del flux d’aigua es pot reduir el cabal, augmentar
l’àrea transversal del canal, i/o posar obstacles que aconsegueixin retenir transitòriament
l’aigua. De les tres opcions anteriors, la instal·lació de deflectors al canal és el mecanisme
més eficient per afavorir les zones de retenció hidràulica transitòria. A més, es creu que la
instal·lació de deflectors en el Ridaura farà augmentar considerablement els valors dels
paràmetres de retenció hidràulica, ja que els valors de AS, α i AS:A observats són similars
als d’altres rieres de característiques semblants que, en incorporar deflectors, van presentar
la mateixa tendència que l’estudi experimental de Gualba (veure taula 9 en l’apartat 4.2).
60
En conseqüència, es considera convenient l’aplicació d’aquest tipus de tractament en el
tram a restaurar.
Tanmateix, en l’apartat 4.1 s’ha observat que la instal·lació de deflectors augmenta la
velocitat de l’aigua adjacent als obstacles i, conseqüentment, reduieix els processos
hidrològics i metabòlics d’aquestes zones. A més, la profunditat de la columna d’aigua
augmentaria, causant possibles problemes en episodis disturbants, com avingudes. Per
aquest motiu, addicionalment, es proposa l’eixamplement de la llera del canal a uns 3
metres. D’aquesta manera, es reduïria la profunditat del canal s’alentiria el flux d’aigua,
permetent la incorporació de deflectors sense que es produeixin tant els efectes esmentats.
5.4.2. TIPUS DE DEFLECTOR
La tria del tipus de deflector depén dels requeriments de retenció hidràulica transitòria i
d’assimilació de nutrients del canal a restaurar. En aquest cas, com que l’objectiu principal
és reduir la concentració de fòsfor de l’aigua, és necessari potenciar les zones de retenció
hidràulica superficials, posant especial ènfasi en l’increment del contacte entre la columna
d’aigua i el sediment superficial. Com s’ha determinat en l’apartat 4.3, en aquestes zones
és on es troben les algues del biofilm, principals responsables de l’assimilació de fòsfor.
Tot i que en els experiments realitzats a Gualba s’ha observat que les zones de retenció
hidràulica superficials són potenciades per tot tipus de deflector, els vegetats han donat
més bons resultats perquè la vegetació aquàtica també ha contribuït en l’assimilació del
fòsfor. Per aquest motiu es creu oportú instal·lar aquest tipus de deflector.
A més, donat que el canal a restaurar ha sofert fortes modificacions estructurals, és preferible
la utilització de deflectors permeables, que potencien la formació de noves zones de retenció
hidràulica transitòria. Per contra, la instal·lació de deflectors impermeables seria insuficient
en aquest cas, perquè només faria augmentar les zones de retenció hidràulica respecte a les
existents. D’acord amb els estudis realitzats en aquest projecte, els deflectors permeables i
vegetats podrien fer incrementar més d’un 50% els valors de AS, un 90% els valors de α i un
100% els valors de AS:A. Per tant, la capacitat física del canal per a retenir l’aigua
augmentaria considerablement, incrementant també la probabilitat de retenir nutrients.
61
D’altra banda, com s’ha comentat en l’apartat 4.2, el tractament amb deflectors vegetats és
l’únic que aconsegueix incrementar el bescanvi amb la zona hiporreica gràcies a les arrels
de la vegetació. Tenint present que el canal a restaurar forma part del tram baix del
Ridaura, es considera necessari potenciar la zona hiporreica davant de les zones de retenció
hidràulica transitòria superficials, com recessos i remolins, més pròpies de trams alts. A
més, en la zona hiporreica es donen alguns dels processos que poden influir en la retenció
de fòsfor, com la sorció o l’assimilació dels bacteris heteròtrofs.
Aquest augment de la zona hiporreica per part dels deflectors vegetats també afavoriria
significativament els processos d’assimilació d’amoni. Tot i que aquest nutrient no és el
principal causant de l’eutrofització del canal, en l’estudi exploratori també s’han detectat
concentracions massa elevades d’amoni que fóra necessari reduir.
Finalment, com s’ha vist anteriorment, l’índex HRF indica el contacte amb el sediment i
l’efecte que tenen els processos relacionats amb el bescanvi vertical d’aigua. En la
restauració del Ridaura, on es vol potenciar els processos associats al sediment i a la zona
hiporreica, és important incrementar els valors d’aquest índex. En l’estudi exploratori, el
seu valor és similar al calculat en el tram de control de Gualba. Per tant, només s’esperaria
trobar un augment considerable d’aquest índex amb la instal·lació de deflectors vegetats.
Per aquest motiu, es reafirma la recomanació d’emprar aquest tipus de deflector per a
aquesta restauració.
En resum, per a assolir una reducció significativa dels nutrients, es considera necessari la
instal·lació de deflectors vegetats, que ofereixen millors resultats a l’hora de potenciar les
zones de retenció hidràulica transitòria implicades en els processos metabòlics
d’assimilació de fòsfor i amoni.
5.4.3. DISSENY
El disseny de la distribució dels deflectors al canal pot ser un factor important en la
retenció de nutrients i la potenciació de les zones de retenció hidràulica transitòria. Com
s’ha comentat a l’apartat 4.1, la sinuositat del canal resulta tenir especial rellevància en els
paràmetres de retenció hidràulica. Per tal motiu, es considera raonable alternar els
deflectors a banda i banda del canal, tal com s’ha fet en l’estudi experimental de Gualba.
62
Degut a les majors dimensions del riu, per tal que els deflectors ocupin la mateixa àrea
relativa que als canals de Gualba, les dimensions d’aquests haurien de ser més grans.
L'extrapolació quantitativa portaria a instal·lar deflectors de 2,5 m x 1m de superfície a una
distància de 3 m entre deflectors. Tanmateix, es desconeix si existeix una relació directa
entre les mides dels deflectors i els resultats que comporten.
A més, la instal·lació d’un nombre tan elevat de deflectors faria econòmicament inviable,
probablement, el projecte. Per aquest motiu, i tenint en compte altres restauracions
realitzades en rieres de característiques similars a la del Ridaura per l'empresa Aquanea
(www.aquanea.com), es considera raonable augmentar la distància entre deflectors a 15 m,
col·locant un total de 100 deflectors en el tram a restaurar. Tanmateix, per tal de
determinar si aquest nou disseny pot afectar els resultats previstos, caldria realitzar estudis
experimentals addicionals que analitzin l'efecte de la posició, el nombre i la distància entre
deflectors en els parámetres de retenció hidràulica i d'assimilació de nutrients. La figura 32
mostra un esquema del disseny inicial dels deflectors que es proposa.
3 m
15 m 15 m
Figura 32. Esquema dels disseny dels deflectors a instal·lar en el Ridaura.
63
6. CONCLUSIONS
L’estudi experimental realitzat en el marc del projecte, el qual ha estat discutit al capítol 5,
ha aportat nous coneixements sobre el paper de les zones de retenció hidràulica transitòria
en l’assimilació i el transport dels nutrients en els sistemes fluvials a partir de relacionar la
restauració estructural del canal amb les zones de retenció hidràulica transitòria i els
processos funcionals associats a l’assimilació de nutrients. Després d’aplicar diferents
tractaments a un canal de Gualba (veure capítol 2) i de fer una anàlisi exhaustiva dels
paràmetres hidràulics, de retenció hidràulica transitòria i d’assimilació de nutrients, s’han
extret les conclusions que es presenten a continuació.
S'ha observat que les variables hidràuliques de velocitat mitjana, àrea i coeficient de
dispersió són alterades al modificar l’estructura del canal i que varien diferentment en
funció del tractament aplicat. Normalment, els obstacles impermeables generen més
velocitat del flux d’aigua, mentre que els obstacles permeables donen lloc a un major
coeficient de dispersió. En la majoria de projectes de restauració és preferible emprar
deflectors que afavoreixin el contacte entre la columna d’aigua i els marges de la llera
envers deflectors que només obstaculitzin el pas del flux d’aigua, ja que així s’aconsegueix
potenciar les zones de retenció hidràuliques situades al sediment i als laterals del canal que
s’està restaurant. En canvi, en els projectes on interessi desviar el flux és raonablement
més encertat emprar deflectors impermeables. Habitualment, aquest tipus de restauració es
realitza quan es vol protegir un espai de la plana d’inundació dels possibles episodis
destorbadors que pugui provocar el riu.
A més, també s'ha pogut concloure que les zones de retenció hidràulica transitòria
augmenten amb la instal·lació de deflectors al riu. Tanmateix, els resultats que se’n poden
obtenir depenen de les seves característiques intrínseques. Els tractaments amb deflectors
impermeables permeten l’increment de l’àrea de retenció hidràulica transitòria, mentre que
els deflectors vegetats, a més, potencien l’intercanvi amb la zona hiporreica gràcies a
l’entremat d’arrels que hi ha en els substrat permeable dels deflectors.
Així, a l’hora de triar el tipus de deflector que es vol incorporar en un projecte de
restauració, s’ha de tenir present quin objectiu es vol aconseguir. Els tractaments amb
deflectors impermeables poden potenciar una àrea de retenció hidràulica prèviament
64
existent en rius poc modificats o que només han estat alterats durant un període de temps
relativament curt (mesos). Aquest tractament també és eficient en restauracions on es vol
afavorir les zones de retenció hidràulica superficials, com les basses i gorgs, els remolins o
els recessos. Gran part dels rius i de les rieres de la mediterrània, però, tenen canals
fortament modificats que han alterat tant l’estructura com la funcionalitat del sistema
fluvial. En els projectes que s’enfronten a aquest tipus de restauració, és necessari aplicar
deflectors vegetats, perquè creen noves zones de retenció hidràulica i incrementen el
contacte i el bescanvi amb la zona hiporreica. En restauracions on interessi afavorir la
diversitat d’hàbitats, la complexitat del sistema o la bellesa paisatgística també és
considerablement oportú emprar aquest tipus de deflector.
D'altra banda, els objectius d’un projecte de restauració d’un sistema fluvial sovint estan
relacionats amb l’afavoriment dels processos ecològics que hi tenen lloc, especialment
aquells que estan directa o indirectament implicats en la dinàmica dels nutrients. En aquest
sentit, les zones de retenció hidràulica transitòria tenen un paper clau en l’assimilació de
nutrients, esdevenint-se necessària la seva inclusió en les restauracions de rieres,
especialment aquelles que tenen problemes d’eutrofització.
És sabut que la relació entre les zones de retenció hidràulica i d’assimilació de nutrients
pot variar en funció del nutrient que provoca els problemes d’eutrofització, però també
depèn del tractament amb deflectors que s’apliqui al canal a restaurar.
Així, d’aquest estudi es pot concloure que, per a reduir les concentracions d’amoni de la
columna d’aigua, és necessari potenciar el contacte amb la zona hiporreica del canal, ja
que els principals responsables de la seva assimilació són els organismes heteròtrofs que
viuen en aquestes zones. Per tant, és recomanable emprar deflectors vegetats, els quals
afavoreixen el bescanvi amb la zona hiporreica i faciliten els processos que s’hi donen.
En canvi, per a reduir la concentració de fòsfor, és suficient, generalment, instal·lar
deflectors impermeables, ja que aquest tractament aconsegueix augmentar el contacte amb
el sediment superficial, on resideixen les algues responsables de la major part de
l’assimilació de fòsfor. Tanmateix, si els nivells d’eutrofització per fòsfor són molt elevats,
es recomana emprar deflectors vegetats, ja que s'ha demostrat que presenten un major
rendiment perquè també afavoreixen l’assimilació per part de la vegetació aquàtica i dels
microorganismes hetròtrofs.
65
Així doncs, podem concloure que, no només és imprescindible considerar les zones de
retenció hidràulica transitòria a l’hora de restaurar una riera, sinó que també és necessari
entendre com afecten a la dinàmica dels nutrients per a poder obtenir millors resultats.
Per aquest motiu, és necessari realitzar treballs complementaris al presentat, que s’ha
restringit a un primer estudi exploratori sobre l’afectació dels deflectors en la dinàmica de
l’amoni i del fòsfor. Analitzats els resultats obtinguts, fóra convenient estendre els estudis
a altres rius i rieres que permetin confirmar les tesis establertes en aquest projecte. A més,
també fóra interessant realitzar estudis sobre la influència del nombre, la dimensió i la
disposició dels deflectors al canal.
D'altra banda, també fóra convenient l’estudi d’altres nutrients o soluts implicats en els
episodis d’eutrofització i claus en la dinàmica dels sistemes fluvials, com el nitrat, el sulfat
o el carboni orgànic, a fi de poder construir un model general que relacioni els diferents
tractaments amb deflectors amb l'alteració de cada nutrient. Així, aquest model permetria
seleccionar el tractament més adequat per a cada situació, oferint una guia d'acció precisa
per a qualsevol projecte de restauració en rius i rieres mediterranis.
66
67
BIBLIOGRAFIA
ALDRIDGE, K.T., BROOKES, J.D., GANF, G.G. 2009. Changes in abiotic and biotic
phosphorus uptake across a gradient of stream condition. River Research and
Applications. Published online in Wiley InterScience (www.interscience.wiley.com)
DOI: 10.1002/rra.1276.
ALLAN, J.D. 1996. Nutrient dynamics, in Stream ecology: Structure and function of
running waters: 283-303. Kluwer Academic Publishers, Dordrecht, The Netherlands.
ARGERICH, A., MARTÍ, E., SABATER, RIBOT, M., Von SCHILLER, D. & RIERA, J.
2008. Combined effects of leaf litter inputs and a flood on nutrient retention in a
mediterranean mountain stream during fall. Limnology and Oceanography, 53:631-641.
ARGERICH, A., MARTÍ, E., SABATER, F., HAGGERTY, R., RIBOT, M. 2008.
Influence of water transient storage on stream nutrient uptake based on substrata
manipulation.
BENCALA K.E., & WALTERS, R.A. 1983. Simulation of solute transport in a mountain
pool-and-riffle stream: A transient storage model. Water Resources Reseach, 19:718-724.
BERNHARDT, E.S. PALMER, M.A., ALLAN, J.D., ALEXANDDER, G. BARNAS, K.,
BROOKS, S., CARR, J., CLAYTON, S. DAHM, C., FOLLSTAD-SHAH, J.,
GALAT, D., GLOSS, S., GOODWIN, P., HART, D., HASSETT, B., JENKINSON,
R. KATZ, S., KONDOLF, G.M., LAKE, P.S., LAVE, R., MEYER, J.L.,
O’DONELL, T.K., PAGANO, L. POWELL, B. & SDDUTH, E. 2005. Synthesizing
U.S. river restoration efforts. Science, 308:636-637.
BILBY, R.E. 1981. Role of organic debris dams in regulating the export of dissolved and
particulate matter from a forested watershed. Ecology, 62:1234-1243.
BRUNKE. M & GONSER. T. 1997. The ecological significance of exchange processes
between rivers and groundwater. Freshwater Biology, 37: 1–33.
68
BUKAVEKAS, P.A. 2007. Effects of channel restoration on water velocity, transient
storage, and nutrient uptake in a channelized stream. Environmental Science and
Thechnology, 41:1570-1576.
BUTTURINI, A. & SABATER, F. 1998. Ammonium and phosphate retention in a
mediterranean stream:hydrological versus temperature control. Canadian Journal
Fisheries and Aquatic Sciences, 55: 1938-1945.
BUTTURINI, A & SABATER, F. 1999. Importance of transient storage zones for
ammonium and phosphate retention in a sandy-bottom mediterranean stream.
Freshwater Biology, 41:593-603.
CHAMBERS, P.A., PREPAS, E.E. 1994. Nutrient dynamics in riverbeds: the impact of
sewage effluent and aquatic macrophytes. Water Research, 28:453-464.
CROUZET, P. LEONARD, J., NIXON, S., REES, Y., PARR, W., LAFFON, L.,
BOGESTRAND, J., KRISTENSEN, P., LALLANA, C., IZZO, G., BOKN, T., BAK,
J., LACK, T.J. 1999. Nutrients in European ecosystems. Report number 4:1-155.
D’ANGELO, D.J., WEBSTER, J.R., & BENFIELD, E.F. 1991. Mechanisms of stream
phosphorus retention: An esperimental study. Journal of North American
Benthological Society, 10:225-237.
D’ANGELO, D.J., WEBSTER, J.R., GREGORY, S.V. & MEYER, J.L. 1993. Transient
storage in Appalachian and Cascade mountain streams as related to hydraulic
characteristics. Journal of North American Benthological Society, 12: 223-235.
DeANGELIS, D.L., LOREAU, M., NEERGAARD, D., MULHOLLAND, P.J. &
MARZOF, E.R. 1995. Modeling nutrient-peeriphyton dynamics in streams: the
importance of transient storage zones. Ecological Modeling, 80:149-160.
DOYLE, M.W., STANLEY, E.H., HARBOR, J.M. 2003. Hydrogeomorphic controls on
phosphorus retention in streams. Water Resources Research, 39:1147-1163.
69
DODDS, W.K., LÓPEZ, A.J., BOWDEN, W.B., GREGORY, S., GRIMM, N.B.,
HAMILTON, S.K., HERSHEY, A.E., MARTÍ, E., McDOWELL, W.H.,
MEYER.J.L., MORALL, D., MULHOLLAND, P.L., PETERSON, B.J., TANK, J.L.,
VALETT, H.M., WEBSTER, J.R., & WOLLHEIM, W. 2002. N uptake as a function
of concentration in stream. Journal of the North American Benthological Society,
21:206-220.
DODDS, W.K., EVANS-WHITE, M.A., GERLANC, N.M., GRAY, L., GUDDER, D.A.,
KEMP, M.J., LÓPEZ, A.L., STAGLIANO, D., STRAUSS, E.A., TANK, J.L.,
WHILES, M.R. & WOLLHIEM, W.M. 2000. Quantification of the nitrogen cycle
ina prairie stream. Ecosystems, 3:574-589.
DUFF, J.H. & TRISKA, F.J. 2000. Nitrogen biogeochemistry and surface-subsurface
exchange in streams. Streams and Ground Waters (Eds Jones & Mulholland), pp.
197–220. Academic Press, San Diego.
EEA. 2003. Europe’s environment: the third assessment. 10.1-343.
ENSIGN, S.H. & DOYLE M.W. 2005. In-channel transient storage and associated nutrient
retention: Evidence from experimental manipulations. Limnology and
Oceanography, 50:1740-1751.
FISHER, S.G. & LIKENS, G.E. 1973. Energy flow in Bear Brook, New Hampshire: an integrative
approach to stream ecosystem metabolism. Ecological Monographs, 43: 421–439.
GOETZ, R.R., GOOSEFF, M.N., & SCHMIDT, J.C. 2005. Comparision of transient
storage characteristics in restored and unrestored reaches of the Provo River, Heber
Valley, Utah. Geological Society of American Annual Meeting, Sant Lake City, UT.
GOOSEFF, M.N., HALL, R.O., TANK, J.L. 2007. Relating transient storage to channel
complexity in streams of varying land use in Jackson Hole, Wyoming. Water
Resources Research, 43:1417-1427.
GOOSEFF, M.N., McKNIGHT, D.M., LYONS, W.B., BLUM, A.E. 2002. Weathering
reactions and hyporheic exchange controls on stream in the McMurdo Dry Valleys.
Water Resources Research, 38:1279.
70
GOOSEFF, M.N., McGLYMM B.L. 2005. A stream tracer technique employing ionic
tracers and specific conductance data applied to the Maimai catchment, New
Zealand. Hydrological Processes, 19:2491-2509.
GRIMM, N.B. FISHER, S.G. & MINCKLEY,W.L. 1981. Nitrogen and phosphorus
dynamics in hot desert strams of South-western USA. Hydrobiologia, 83:303-312.
GRIMM, N.B. 1987. Nitrogen dynamics during succession in a desert stream. Ecology, 68:
1157-1170.
GÜCKER, B. & BOËCHAT, I.G. 2004. Stream morphology controls ammonium retention
in tropical headwaters. Ecology, 85:2818-2827.
HAGGARD, B.E. & STORM D.E. 2003. Effect of leaf litter on phosphorus retention and
hydrological propieties at a first order stream in Northeast Oklahoma, USA. Journal
Freshwater Ecology, 18:557-565.
HALL,R.O., TANK, J.L. 2003. Ecosystem metabolism controls nitrogen uptake in streams in
Grand Teton National Park, Wyoming. Limnology and Oceanography, 48: 1120-1128.
HALL, R.O., BERNHARDT, E.S., & LIKENS, G.E. 2002. Relating nutrient uptake with
transient storage in forested mountain streams. Limnology and Oceanography,
47:255-265.
HART, D.R., MULHOLLAND, P.J., MARZOLF, E.R., DeANGELIS, D.L. &
HENDRICKS, S.P.1999. Relationships between hydraulic parameters ina small
stream under varying flow and seasonal conditions. Hydrological Processes,
13:1497-1510.
HART B.T., FREEMAN P. & MCKELVIE, I.D. 1992. Wholestream phosphorus release
studies: variation in uptake length with initial phosphorus concentration.
Hydrobiologia, 235: 573–584.
HARVEY, J.W. & BENCALA, K.E. 1993. The effect of stream topography on surface-
subsurface water exchange in mountain catchements. Water Resources Research,
29:89-98.
71
HARVEY, J.W., CONKLIN, M.H., & KOELSCH, R.S. 2003. Predicting changes in
hydrologic retention in an envolving semi-arid alluvial stream. Advanced Water
Resoruce, 26: 939-950.
HARVEY, J.W., WAGNER, B.J., BENCALA, K.E. 1996. Evaluating the reliability of the
stream tracer approach to characterize stream-subsurface water exchange. Water
Resources Research, 32: 2441-2451.
HILL, A.R., LABADIA, C.F. & SANMUGADAS, K. 1998. Hyporheic zone hydrology
and nitrogen dynamics in relation to the streambed topography of a N-rich stram.
Biogeochemistry, 42:285-310.
HOLMES R.M., FISHER S.G. & GRIMM N.B. 1994. parafluvial nitrogen dynamics in a
desert stream ecosystem. Journal of the North American Benthological Society,
13:468-478.
HOLMES, R.M., JONES, J.B., FISHER, S.G. & GRIMM, N.B. 1996. desnitrification in a
nitrogen-limited stream ecosystem. Biochemistry, 54:297-340.
HOUSE, WA. 2003. Geochemical cycling of phosphorus in rivers. Applied Geochemistry,
18: 739–748.
INWOOD, S.E., TANK, J.L. & BERNOT, M.J. 2005. Patterns of desnitrification in prairie
and agriculturally influenced streams. Ecological Applications, 12:998-1009.
JONES, J.B. & HOLMES R.M. 1996. Surface-subsurface interactions in stream
ecosystems. Trends in Ecology and Evolution, 11:239-242.
JONES, J.B., FISHER, S.G., & GRIMM, N.B. 1995. Nitrification in the hiporheic zone of
a desert stream ecosystem. Journal of the North American benthological Society,
14:249-258.
KNUST, A.E. & WARWICK, J.J. 2009. Using a fluctuating tracer to estimate hyporheic
exchange in restored and unrestored reaches of the Truckee River, Nevada, USA.
Hydrological Processes, 23:1119-1130.
72
LAUTZ, L.K., SIEGEL, D.I., ., BAUER, R.L. 2006. impact of debris dams on hyporreic
interaction along a semi-arid stream. Hydrological Processes, 20:183-196.
LAUTZ, L.K. & SIEGEL, D.I. 2007. The effect of transient storage on nitrate uptake
lenghts in stream:an inter-site comparision. Hydrological Processes, 21:3533-3548.
MADSEN, J.D., CHAMBERS, P.A., JAMES, W.F., KACH, E.W., WESTLAKE, D.F.
2001. The interaction between water movement, sediment dynamics and submersed
macrophytes. Hydrolobiologia, 444:71-84.
MALONEY, K.O., MULHOLLAND, P. J.& FEMINELLA, J. W. 2005. Influence of
catchment-scale military land use on stream physical and organic matter variables in
small Southeastern. Plains catchments, USA. Environmental Management, 35:677-691.
MARTÍ, E. & SABATER, F. 1996. Hight variability in temporal and spatial nutrient
retentiont in Mediterranean streams. Ecology, 60:1255-1269.
MARTÍ, E., GRIMM, N.B., & FISHER, S.G. 1997. Pre- and post-flood retention
efficiency of nitrogen in Sonoran Desert stream. Journal of the North American
Benthological Society, 16:805-819.
MCKNIGHT, D.M., RUNKEL, R.L., TATE, C.M., DUFF, J.H. & MOORHEAD, D.L.
2004. Inorganic N and P dynamics of Antarctic glacial meltwater streams as
controlled by hyporheic exchange and benthic autotrophic communities. Journal of
North American Benthological Society, 23:171-188.
MERSEBURGUER, G., MARTÍ, E., SABATER, F. & ORTIZ, J.D. 2009. Effects of
agricultural runoff versus point sources on the biogeochemical processes of receiving
stream ecosystems. Agricultural Runoff, Coastal Engineering and Flooding. Chapter 3.
MEYER, J.L. 1979. The role of sediments and bryophites in phosphorus dynamocs in a
headwater stream ecosystem. Limnology and Oceanography, 24:365-375.
MEYER, J.L., LIKENS, G.E. & SLOANE,J. 1981. Phosporus, nitrogen, and organic
carbon flux in a headwater stream. Archive Hydrobiological, 91:28-44.
73
MEYER, J.L., PAUL, M.J.,& TAULBEE, W.K. 2005. Stream ecosystem function in
urbanizing landscapes. Journal of the North American Benthological Society,
24:602-612.
MORRICE, J.A., VALETT, H.M., DAHM, C.N., CAMPANA, M.E. 1997. Alluvial
characteristics, grownwater.surface exchange and hydrological retention in
headwater streams. Hydrological processes, 11:253-267.
MULHOLLAND, P.J., ELWOOD, J.W., NEWBOLD, J.D., FERREN, L.A., &
WEBSTER, J.R. 1985. Phosphorus spiraling in a woodland stream:seasonal
variatoions. Ecology, 66:1012-1023.
MULHOLLAND, P.J., MARZOLF, E.R., WEBSTER, J.R., HART, D.R. & HENDRICKS,
S.P. 1997. Evidence than hyporheic zones increase heterotrophic metabolism and
phosphorus uptake in forest stream. Limnology and Oceanography, 42:443-451.
MULHOLLAND, P.J., TANJ, J.L., WEBSTER, J.R., & MEYER, J.L. 2000. Nitrogen
cycling in a forest stream determined by a 15N tracer addition. Ecological
Monographs, 70:471-493.
MULHOLLAND, P.J., TANK, J.L., WEBSTER, J.R., BOWDEN, W.B., DOODS, W.K.,
GREGORY, S.V., GRIMM, N.B., HAMILTON, S.K., JOHNSON,S.L., MARTÍ, E.,
McDOWELL, W.H., MERRIAM, J.L., MEYER, J.L., PETERSON, B.J., VALLET,
H.M. & WOLLHEIM, W.M. 2002. Can uptake lenght in streams be determinated by
nutrient addiction experiments? Results from an interbiome comparision study.
Journal of the North Ameerican Bethological Society, 21:544-560.
MULHOLLAND, P.J. 2004. The importance of in-stream uptake for regulating stream
concentrations and outputs of N and P from a forested watershed: evidence from log-
term chemistry records for Walker Branch Watershed. Biogeochemistry, 70:403-426.
MUNN, N.L., & MEYER, J.L. 1990. Habitat-specific solute retention in two small
streams: an intersite comparison. Ecology, 71:2069-2082.
MURPHY, J. & RILEY, J.P. 1962. A modified single solution method for determination of
phospjate in natural waters. Analytica Chimica Acta, 27:31-36.
74
NIYOGI, D. K., SIMON, K. S. & TOWNSEND, C. R. 2004. Land use and stream
ecosystem functioning: nutrient uptake in streams that contrast in agricultural
development. Archiv für Hydrobiologie, 160:471–486.
PAÜL, M.J., & MEYER, J.L. 2001. Stream in the urban landscape. Annual Review of
Ecology and Systematics, 32:333-365.
PETERSON, B.J., WOLLHEIM, W.M., MULHOLLAND, P.J., WEBSTER, J.R.,
MEYER, J.L., TANK, J.L., MARTÍ, E., BOWDEN, W.B., VALETT, H.M.,
HERSHEY A.E., McDOWELL, S.H., DODDS, W.K., HAMILTON, S.K.,
GREGORY, S., & MORRALL, D.D.. 2001. Control of nitrogen export from
watersheds by headwater streams. Science, 292:86-90.
PETERSON, B.J., BAHR,M., & KLING, G.W. 1997. A tracer investigation of nitrogen
cycling in a pristine tundra river. Canadian Journal Fisheries and Aquatic Sciences,
54:2361-2367.
POOLE, G.C., O’DANIEL, S.J., JONES, K.L., WOESSNER, W.W., BERNHARDT, E.S.,
HELTON, A.M., STRANFORD, J.A., BOER, B.R. & BEECHIE, T.J. 2008.
Hydrologic spiralling: the role of multiple interactive flow paths in stream
ecosystems. River Research and Applications, 24: 1018-1031.
REARDON, J., FOREMAL, J.A., SEARCY, R.L. 1966. New reactants for the
colorimentric determination of ammonia. Clinica Chimica Acta, 14:403-405.
REDDY, K.R. KADLEC, R.H., FLAIG, E., & GALE, P.M. 1999. Phosphorus retention in
streams and wetlands: a review. Critical Reviews in Environmental Science and
Technology, 29:83-146.
ROBERTS, B.J., MULHOLLAND, P.J. & HOURSER, J.N. 2007. Effects of upland
disturbance and instream restoration on hydrodynamics and ammonium uptake in
headwater streams. Journal of North American Benthological Society, 26:38-53.
ROMANÍ, A.M., BUTTURINI, A., SABATER, F., SABATER, S. 1998. Heterotrophic
metabolism in a forest stream sediment: surface versus subsurface zones. Aquatic
Microbial Ecology, 16:143-151.
75
RUNKEL, R.L. 1998. One dimensional transport with inflow and storage (OTIS): A solute
transport model for streams and rivers. USGS Water-resources Investigation report,
98-4018.
RUNKEL, R.L. 2007. Toward a transport-based analysis of nutrient spiraling and uptake
in streams. Limnology and Oceanography Methods, 5:50-62.
RYAN, R.J., PACKMAN, A.I. & KILHAM, S.S. 2007. Relating phosphorus uptake to changes
in transient storage and streambed sediment characteristics in headwater tributaries of
Valley Creek, an urbanizing watershed. Journal of Hydrology, 336:444-457.
SABATER, F., BUTTURINI, A., MARTÍ, E., MUÑOZ, I., ROMANÍ, A., WRAY, J., &
SABATER, S. 2000. Effects of riparian vegetation removal on nutrient retention in a
Mediterranean stream. Journal of the North American Benthological Society, 19:609-620.
SCHULZ, M., KOZERSKI, H.P., PLUNTKE, T. & RINKE, K. 2003. The influence of
macrophytes on sedimentation and nutrient retention in the lower River Spree
(Germany). Water Research, 37:569-578.
SIMON, K.A., TOWNSEND, C.R., BIGGS, J.S., BOWDEN, W.B. 2005. Temporal
variation of N and P uptake in 2 New Zealand streams. Journal of the North
American Benthologycal Society, 24:1-18.
STREAM SOLUTE WORKSHOP. 1990. Concepts and methods for assessing solute
dynamics in stream ecosystems. Journal of the North American Benthological
Society, 9:95-119.
THOMAS, A. 2003. A regression approach to estimating reactive solute uptake in
advective and transient storage zones og stream ecosystems. Advances Water
Ressearch, 26:965-976.
TRISKA, F.J., KENNEDY, V.C., AVANZINO, R.J., ZELLWEGER, G.W. & BENCALA,
K.E. 1989. Retention and transport of nutrients in third-order stream: Channel
processes. Ecology, 70:1877-1892.
76
TRISKA, F.J., DUFF, J.H. & AVANZINO R.J. 1990. Influence of exchange flow between
the channel and hyporheic zone on nitrate production in a small mountain stream.
Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciencies, 47:2099-2111.
TRISKA, F.J. 1984. Role of wood debris in modifying channel geomorphology and
riparian areas of a large lowland river under pristine conditions: a historical case
study. Internationale Vereinigung für theoretische und angewandte. Limnologie,
Verhandlungen, 22:1876-1892.
VALETT, H.M., CRENSHAW,C.L., & WAGNER, P.F. 2002. Stream nutrient uptake,
forest succession, and biogeochemical theory. Ecology, 83:2888-2901.
VALETT, H.M., MORRICE, J.A., DAHM, C.N., CAMPANA, M.E. 1996. Parent
lithology, surface-groundwater exchange, and nitrate retention in streams. Limnology
and Oceanography, 41:333-345.
VERVIER, P., BONVALLET-GARAY, S., SAUVAGE, S., VALETT, H.M. &
SANCHEZ-PEREZ, J.M. Influence of the hyporheic zone on the phosphorus
dynamics of a large gravel-bed river, Garonne River, France. Hydrological
processes, 23:1801-1812.
WEBSTER, J.R.. 2000. Effects of litter exclusion and wood removal on phosphorus abd
nitrogen retention in a forest stream. Limnology and Oceanography, 41:335-345.
WEBSTER, J.R., MULHOLLAND, P.J., TANK, J.L., VALETT, H.M., DODDS, W.K.,
PETERSON, B.J., BOWDEN, W.B., DAHM, C.N., FINDLAY, S., GREGORY,
S.V., GRIMM, N.B., HAMILTON, S.K., JOHNSON, S.L., MARTÍ, E.,
McDOWELL, W.H., MEYER, J.L., MORRALL, D.D., THOMAS, S.A., &
WOLLHEIM, W.M. 2003. Factors affecting ammonium uptake in streams –an inter-
biome perspective. Freshwater Biology, 48:1329-1352.
WEBSTER, J.R. & PATTEN, B.C. 1979. Effects of watershed perturbation on stream
potassium and calcium dynamics. Ecological Monographies, 49:51-72.
77
WEBSTER, J.R. & VALETT, H.M. 2006. Solute Dynamics. In F.R. Hauer and
G.A.Lamberti (Eds.), Methods in Stream Ecology:169-186. Burlington,
Massachusetts, USA: Academic Press.
WETZEL, R.G. & LIKENS, G.E. 1991. Limnological analysis- Springer-Verlag. New
York, New York, USA.
WIGAND, C., FINN, M., FINDLAY, S. & FISCHER, D. Submersed macrophyte effects
on nutrient exchange in riverine sediments. Estuaries, 24:398-406.
WOLLHEIM, W.M., PETERSON, B.J., DEEGAN, L.A., HOBBIE, J.E., & HOOKER, B.
2001. Influence of stream size on ammonium and suspended particulate nitrogen
processing. Limnology and Oceanography, 46:1-13.
WOLLHEIM, W.M. & OTHERS. 1999. A coupled field and modeling approach for the
analysis of nitrogen cycling in streams. Journal of the North American Benthological
Society, 18:199-221.
78
79
ANNEX 1: LA DINÀMICA DEL NITROGEN I EL FÒSFOR
EN ELS SISTEMES FLUVIALS
1. INTRODUCCIÓ
El nitrogen i el fòsfor són els principals nutrients que limiten l’activitat biològica dels
ecosistemes fluvials. Ambdós nutrients es troben en forma orgànica, inorgànica, dissolta i
particulada en els rius, però són més bioassimilables en la seva forma inorgànica dissolta,
com el nitrat, l’amoni o el fosfat.
El cicle dels nutrients pot ser analitzat de maneres diferents, però en el present treball ens
interessa descriure els processos de l'ecosistema que poden influir en la quantitat de
nutrients que són transportats aigües avall, posant especial èmfasi en els processos
hidrològics i metabòlics.
A continuació es fa un resum dels principals compartiments implicats en els cicles del
nitrogen i del fòsfor, els fonaments teòrics del transport dels nutrients i els principals
factors implicats en la seva dinàmica.
2. EL CICLE DELS NUTRIENTS EN L’ECOSISTEMA FLUVIAL
Els nutrients entren a l’ecosistema fluvial des de l’atmosfera, l’escorrentia superficial, els
aqüífers i/o el material transportat pel propi riu. Via assimilació biològica, són incorporats
a la forma orgànica i, posteriorment, són consumits per alimentació heteròtrofa i
mineralitzats per l’excreció i la descomposició de la matèria orgànica.
Malgrat, normalment, tot el cicle de nutrients succeeix en un mateix lloc, la dinàmica del
sistema ripari obliga a considerar també la dimensió espacial. El concepte d’“espiral de
nutrients”, creat per Webster i Patter [1979], explica com els nutrients generats en un lloc
són transportats aigües avall abans de ser reutilitzats. La figura A1-1 il·lustra com un solut
és transportat una determinada distància abans de ser interromput temporalment per
l’assimilació bentònica (SW) i com és retornat a la columna d’aigua en forma de matèria
80
orgànica aigües avall. L’espiral de nutrients ha servit com a principi organitzatiu per a
dissenyar models que permetin estudiar el transport de carboni orgànic i nutrients associat
a l’assimilació dels rius durant més d’un quart de segle [Poole et al., 2008].
BIOTA ISEDIMENT
SW
SOLUT SOLUT
APORTACIONS
SB SW S
Figura A1-1. Esquema de l’espiral de nutrients en el transport de soluts dels sistemes fluvials.
Les dinàmiques del nitrogen i el fòsfor poden resultar més complicades que les d’altres
soluts, ja que al llarg de l’estat inorgànic, hi influeixen altres mecanismes biòtics i abiòtics
que regulen parcialment les seves concentracions [Allan, 1996].
2.1. CICLE DEL NITROGEN
En les aigües continentals, el nitrogen es pot trobar en forma de nitrogen inorgànic dissolt
(DIN), que inclou l’amoni (NH4+), el nitrat (NO3
-) i el nitrit (NO2-); nitrogen orgànic
dissolt ( DON), que consisteix en components amino-nitrogenats i altres molècules
orgàniques, o nitrogen orgànic particulat (PON) formant part dels bacteris i el detritus.
El cicle del nitrogen és complex ja que varis bacteris juguen un paper important en la
transformació dels diferents estats químics. Les fonts principals de nitrogen són la
deposició atmosfèrica de NH4+ i NO3
-, la fixació de N2 a NH4+ per part dels bacteris, i les
aportacions terrestres per escorrentia superficial i subterrània més o menys abundants en
funció de la precipitació i el flux [Holland et al., 1999]. A més, la nitrificació, oxidació de
81
NH4+ a NO3
-, pot ser una font important de NO3- al riu [Bernhardt et al., 2002] en funció
de la disponibilitat de NH4+, de l’O2 dissolt i de l’abundància de bacteris nitrificadors
[Dodds et al., 2002]. Durant la desnitrificació, alguns bacteris usen el NO3- com a acceptor
d’electrons per a oxidar la matèria orgànica de forma anaeròbica, reduint el NO3- a NO2 i
N2, que retorna a l’atmosfera. La figura A1-2 esquematitza els processos i els principals
compartiments implicats en el cicle del nitrogen.
Mineralització
N2
NH4+
Algues bentòniques +
Microorganismes heteròtrofs
NO3-
NO2-
N2
Matèria orgànica morta
+ Microorganismes
heteròtrofs asociats
N2 Cianobacteris
Fixació
Excressió
NH4+
NO2-
NO3-
Assimilació
DIN
NH4+
NO2-
NO3-
NH4+
NO2-
NO3-
DIN
Assimilació
Assimilació
Assimilació
Nitrificació
Desnitrificació
Figura A1-2. Diagrama conceptual del cicle del nitrogen (N) en els sistemes fluvials.
2.2. CICLE DEL FÒSFOR
El fòsfor es troba dissolt en els rius en forma de fòsfor reactiu soluble (PRS), que conté
ortofosfat (PO43-) i polifosfats [Dodds et al., 2002]; fòsfor orgànic dissolt (POD); fòsfor
orgànic particulat (POP) o fòsfor inorgànic particulat (PIP).
82
La dinàmica del fòsfor en els rius està influenciada per processos químics, físics i
biològics. La principal font de fòsfor són les roques i els sediments. La deposició
atmosfèrica, tot i ser quantitativament baixa, pot arribar a ser significant en àrees on el
fòsfor és escàs [Lewis, 1987]. El principal procés biològic implicat és l’assimilació
(autotròfica o heterotròfica) i la seva mineralització per descomposició del material
excretat. Mentre el fitoplancton i els bacteris normalment obtenen el fòsfor de la columna
d’aigua, els macròfits i les algues del biofilm també poden extreure fòsfor dels sediments.
El procés de sorció-desorció de PO43- per part de les argiles o la matèria orgànica del
sediment també és clau en la dinàmica del fòsfor. Mentre que la sorció té lloc a
concentracions relativament altes de fòsfor, la desorció és favorable a concentracions
baixes. A més, sota condicions anaeròbiques, el POD i el PRS poden complexar-se i
precipitar en forma d’hidròxids o d’òxids de metalls. La figura A1-3 resumeix els
principals processos biològics i físics implicats en el cicle del fòsfor.
PO43-
PRS
Microorganismes heteròtrofs
+ Fitoplancton
PIP
POP
Matèria orgànica morta
Assimilació
Descomposiciómicrobiana
Assimilació
P
PRS
POD
PP Algues
bentòniques +
Macrofits
PP
POD
PRS
PRS
POP P
Sorció/ Desorció
Bioturbació Fauna del sediment
Assimilació/ Descomposició
Precipitació Excressió
Figura A1-3. Diagrama conceptual del cicle del fòsfor (P) en els sistemes fluvbials.
83
3. EL TRANSPORT DE NUTRIENTS EN ELS SISTEMES FLUVIALS
Els processos biòtics i abiòtics explicats en el capítol 2 transformen i retenen temporalment
el nitrogen i el fòsfor dissolts provocant un retard per assimilació temporal en el seu transport
riu avall. Per a entendre la dinàmica d’aquests nutrients, és imprescindible poder diferenciar
entre els processos hidrològics, que afecten a tots els soluts, i els no-hidrològics, que
provoquen el retard dels nutrients [Stream Solute Workshop, 1990]. Per tal de poder
quantificar aquest retard, és necessari referir els nutrients a un element conservatiu que només
es vegi afectat pels processos hidrològics independents del metabolisme [Wetzel & Likens,
1991; Webster & Vallet, 2006]. A continuació s’expliquen els models més emprats per a
explicar el transport de soluts i nutrients en els rius.
3.1. TRANSPORT DE SOLUTS EN ELS SISTEMES FLUVIALS
En les últimes dècades, s’han dedicat grans esforços per a desenvolupar models que
descriguin el transport dels soluts en aigües corrents en funció del moviment físic de l’aigua i
el cabal del riu [Fischer et al., 1979; Runkel, 1998]. Actualment, tots els models es basen en
l’observació de l’evolució de la concentració d’un traçador injectat al riu. La figura A1-4
mostra com, al llarg del temps, la concentració augmenta fins assolir un valor que es manté
constant durant un temps (plateau) i, posteriorment, disminueix a una velocitat determinada.
80
90
100
110
120
130
140
150
00:00 07:12 14:24 21:36
Temps (min)
CE (μS/s)
Figura A1-4. Gràfic de l’evolució de la conductivitat (CE) al llarg del temps de duració de l’experiment
d’addició de solut realitzat el 19 d’abril al tram 1 del Canal de Gualba, Catalunya.
84
Els models estimen aquesta corba mitjançant una equació d’advecció-dispersió. Els models
més complexos consideren el transport en l’espai tridimensional i en el temps. Tanmateix,
com que aquests models requereixen gran quantitat de dades hidrològiques i bioquímiques,
no són pràctics i és preferible considerar-ne d’altres de més simples que només contemplin
una dimensió en l’espai (longitudinal respecte al canal), a més del temps.
La figura A1-5 sintetitza els fonaments del model unidimensional, que es basa en què el
solut travessa una secció determinada del canal (A) a causa de ser transportat per una força
longitudinal provocada pel corrent (advecció) i ser dispersat tant per difusió molecular com
per la mescla d’aigua turbulenta.
Transport Advecció i Dispersió
Canal PrincipalA (m2)
Figura A1-5. Esquema conceptual del model unidimensional de transport de
soluts en els sistemes fluvials per advecció-dispersió.
L’equació d’advecció – dispersió explica com la variació temporal de la concentració d’un
solut en un punt (∂C/∂t) està directament relacionada amb la velocitat de la columna
d’aigua (U) i també amb un coeficient de dispersió (D). Per a concebre correctament
ambdós termes és necessari considerar-los en funció de la variació de la concentració del
solut en la distància recorreguda (∂C/∂x).
2
2
x
CD
x
CU
t
C
Els models més elaborats també tenen en compte la retenció hidràulica transitòria
(transient storage), que considera les zones on el flux d’aigua és lent i augmenten el
contacte temporal i espacial entre la columna d’aigua i la biota existent tant en la pròpia
columna d’aigua i el sediment superficial (in-channel) com, especialment, en els espais
intersticials del sediment (hiporheic zone) [Stream Solute Work, 1990].
85
En aquests casos, a l’equació d’advecció – dispersió s’hi afegeix un tercer terme que té en
compte la diferència de concentracions de solut de la zona transitòria (CS) i la columna
d’aigua (C) ponderada pel coeficient de bescanvi entre la columna d’aigua i la zona de
retenció hidràulica transitòria (α).
)(2
2
CCsx
CD
x
CU
t
C
Els fenòmens de retenció hidràulica transitòria es donen en l’anomenada àrea de retenció
hidràulica transitòria (AS), que és independent de l’àrea del canal (A). Bencala i Walters [1983]
van reconèixer cinc zones de retenció hidràulica transitòria a l'estudiar un riu de muntanya: els
remolins de turbulències generats per les irregularitats a gran escala, al llarg dels costats de les
zones de gorgs on hi ha un moviment recirculatori gran però lent, les zones de recirculació
petites i ràpides darrera les obstruccions del flux, els forats laterals i la zona hiporreica.
En contraposició a l’àrea del canal, que pot ser mesurada directament, l’àrea de retenció
hidràulica transitòria, per la seva complexitat, només es pot determinar a partir dels models
de transport. Com es mostra a la figura A1-6, els models consideren que en la zona de
retenció hidràulica transitòria no existeix dispersió ni advecció, sinó només els processos
de retenció hidràulica. Ambdues zones, però, estan connectades per les taxes de bescanvi
d’aigua (α, k2), sent totes dues variables en funció de l’espai.
α (s-1)
Zona de retenció hidràulica transitòria
As (m2)
Transport Advecció i Dispersió
Canal PrincipalA (m2)
k2 (s-1)
Figura A1-6. Esquema conceptual del model unidimensional complex de transport de soluts en els sistemes
fluvials per advecció-dispersió tenint en compte la zona de retenció hidràulica transitòria.
86
La variació temporal de la concentració del solut en la zona de retenció hidràulica
transitòria (∂CS/∂t) és proporcional a la diferència de concentracions entre la zona de
retenció hidràulica transitòria i la columna d’aigua (CS-C), ponderada per la taxa de bescanvi
(α) i el quocient entre l’àrea del canal (A) i l’àrea de retenció hidràulica transitòria (AS).
)( CCsAs
A
t
CS
La zona de retenció hidràulica transitòria varia amb nombroses característiques del riu,
incloent la geomorfologia, la mida, el cabal i l’ordre del riu [Munn & Meyer, 1990;
D’Angelo et al., 1993; Harvey et al., 1996], tenint més importància en rius petits. Per això,
les obstruccions i la vegetació dintre el canal modifiquen alguna de les variables anteriors
poden tenir influències positives en la creació de noves zones de retenció transitòria
[Morrice et al., 1997; Ensign & Doyle, 2005].
3.2. TRANSPORT DE NUTRIENTS EN EL SISTEMA FLUVIAL
Els processos físics associats a la columna d’aigua (dispersió i advecció) i a la zona de
retenció hidràulica transitòria descriuen les influències de la hidrologia i del canal en el
transport de soluts. Tanmateix, com s’ha descrit anteriorment, els nutrients també
presenten altres processos que retarden el seu transport. Per tal de quantificar els processos
abans esmentats és necessari comparar la corba observada del reactiu amb la de l’element
conservatiu.
En els models, aquests processos s’han integrat afegint els termes de retenció, que inclouen
la fondària, la taxa de retenció dinàmica, la taxa de mineralització i la unitat per àrea
immobilitzada pel corrent [Webster & Vallett 2006]. La figura A1-7 mostra com a més
dels termes hidrològics, els models contemplen la taxa d’assimilació de nutrients tant a la
columna d’aigua (λC) com a la zona de retenció hidràulica transitòria (λS).
87
Zona de retenció hidràulica transitòria
As (m2)
λs (s-1)
k2 (s-1 ) α (s-1)
Transport Advecció i Dispersió
Canal PrincipalA (m2)
λc (s-1)
Figura A1-7. Esquema conceptual del model unidimensional de transport de soluts en els
sistemes fluvials per advecció - dispersió tenint en compte la zona de retenció hidràulica
transitòria i els processos d’assimilació de nutrients.
4. FACTORS QUE INFLUENCIEN LA DINÀMICA DE NUTRIENTS
EN ELS SISTEMES FLUVIALS
La capacitat de l’ecosistema lòtic per influenciar les dinàmiques de nutrients durant el seu
transport depèn tant dels processos hidrològics com dels geomorfològics i dels biòtics. Els
factors ambientals que hi estan directament relacionats són múltiples. Entre ells, tenen
especial importància el cabal, la concentració de nutrients en l’ambient [Hart et al., 1992],
el temps de residència i la temperatura de l’aigua [Valett et al.,1996; Butturini & Sabter,
1998], la mida del canal [Wolheim et al., 2001], la caiguda de fulles [Mulholland et al.,
1985], la biomassa de biofilms [Martí et al., 1997] i les taxes metabòliques dels
ecosistemes [Hall & Tank, 2003].
A continuació s’expliquen més detalladament alguns d’aquests factors que permeten
controlar la dinàmica dels nutrients.
88
4.1. CONTROL ABIÒTIC DE LA DINÀMICA DE NUTRIENTS
La precipitació i la sorció dels sediments són processos fisico-químics que retenen durant
setmanes o mesos els soluts [Peterson et al., 2001], sent especialment important en rius que
contenen gran quantitat de nutrients.
Com s’ha comentat en l’apartat 2.2, aquests processos tenen gran influència sobre el
fòsfor. La sorció de PRS-P és un procés ràpid que es dóna quan les concentracions de
fòsfor en l’aigua o del sediment són relativament altes respecte els valors de PRS de
bescanvi brut [House, 2003]. Aquest és el cas de les rieres d’aigües residuals, on les
dinàmiques del fòsfor sovint estan dominades per l’emmagatzematge abiòtic [Haggard &
Strom, 2005]. D’altra banda, el PRS-P també pot ser complexat amb metalls i hidròxids
que precipiten sota condicions anaeròbiques.
L’amoni, tot i estar menys relacionat, també pot estar influenciat pels processos de sorció.
Varis estudis sobre l’amoni [Triska, 1984] han conclòs que la sorció i emmagatzematge
temporal de NH4+-N als sediments pot ser significadament important durant els mesos
d’estiu i tardor.
4.2. CONTROL HIDROLÒGIC DE LA DINÀMICA DELS NUTRIENTS
La hidrologia és una variable ambiental clau en la dinàmica de nutrients, afectant
especialment a la velocitat i al cabal, però també a l’abundància de productors primaris i a
la retenció de partícules orgàniques. Malgrat encara no s’ha conclòs un efecte clar, la
majoria d’estudis actuals poden relacionar alguna variable hidrològica amb les taxes
d’assimilació del fòsfor, l’amoni o el nitrat.
Molts estudis apunten que les variacions de cabal tenen gran influència sobre els nutrients
[Peterson et al., 2001; Webster et al., 2003]. El motiu principal és que molts nutrients estan
associats a partícules fines o als biofilms que, en períodes de baix flux, sedimenten perquè
la corrent no té prou força per arrossegar la seva massa. A més, la retenció de d’amoni i
fòsfor també sembla estar relacionada amb la mida del canal i la profunditat [Wollheim et
al., 2001; Simon et al., 2005].
89
D’altra banda, les zones de retenció hidràulica transitòria són uns reguladors potencials de
l’assimilació de nutrients. Teòricament, al retenir l’aigua durant períodes curts d’espai i
temps, es disminueix la taxa de transport i, conseqüentment, augmenta l’exposició dels
nutrients a localitats de major taxa de retenció [Harvey et al., 1996; Brunke & Gonser,
1997]. En la retenció associada a l’aigua de la superfície del canal (remolins, recessos)
s’esperaria una assimilació poc notòria. En canvi, aquest efecte hauria de ser
quantitativament important quan la retenció és el resultat d’un bescanvi amb la zona
hiporreica, ja que l’aigua del sediment entra en contacte amb els biofilms [Hall et al.,
2002]. En algunes circumstàncies, però, quan la zona hiporreica és mínima i la superfície
algal és productiva, la zona de retenció hidràulica transitòria superficial pot ser important i,
en canvi, la zona hiporreica juga un paper insignificant en la retenció de nutrients [Butturini
& Sabater, 1999].
Els estudis experimentals que relacionen la influència de retenció de nutrients mostren
resultats confusos. Les taxes de retenció de l’amoni i el fosfat augmentaren al crear zones
transitòries en diferents estudis [Ensign & Doyle, 2005; Valett et al., 1996; Mulholland et
al., 1997], però en d’altres no es va poder concloure cap influència directa de la zona de
retenció hidràulica transitòria i l’assimilació de nutrients [Webster et al., 2003; Niyogi et
al., 2004; Martí et al., 1997].
4.3. CONTROL BIÒTIC DE LA DINÀMICA DELS NUTRIENTS
La retenció de nutrients està directament relacionada amb la demanda biòtica dels
productors primaris i els microorganismes heteròtrofs. Normalment, els rius més
productius tenen major taxes de retenció de nutrients, alhora que també tenen un cicle més
ràpid.
La influència de les comunitats algals i del biofilm sobre l’assimilació de nutrients es veu
il·lustrada perfectament en diferents treballs [Grimm, 1987; Martí et al., 1997]. La relació
sembla ser clara, sobretot en aquells rius on els nutrients són limitants o tenen episodis
destorbadors (inundacions, avingudes, etc.).
90
L’amoni està especialment influenciat pel metabolisme heteròtrof. Diferents estudis han
correlacionat l’eficiència de retenció de l'amoni amb la comunitat microbiana existent a la
columna d’aigua i, especialment, amb la zona hiporreica [D’Angelo et al., 1991; Sabater,
2000].
En el cas del fòsfor, alguns autors han observat una correlació negativa entre la velocitat
d’assimilació i la quantitat de fulles caigudes a la tardor, demostrant la demanda
microbiana associada als períodes de defoliació [Mullholland et al., 1985; Webster et al.,
2000]. Tot i això, la majoria d’experiments conclouen que el procés metabòlic
principalment implicat és la producció primària del biofilm [Reddy et al., 1999; Butturini
& Sabater, 1999; Dodds et al., 2000].
D’altra banda, els macròfits aquàtics i els briòfits són capaços d’eliminar quantitats
substancials de nutrients. Diferents estudis han observat una disminució de la concentració
de fòsfor i amoni a l’incorporar aquestes espècies [Meyer, 1979; Mulholland et al., 2000].
A més, l’obstacle que suposen aquestes plantes alenteixen el corrent i augmenta el temps
de residència de l’aigua, contribuint de manera significativa a la retenció d’amoni i fòsfor
[Schulz et al., 2003].
91
ANNEX 2: GRÀFIQUES DELS EXPERIMENTS
D’ADDICIÓ DE SOLUTS
1. INTRODUCCIÓ
A continuació es recopilen les gràfiques de conductivitat (μS/cm), concentració d’amoni
(ppm NH4+-N) i concentració de fòsfor (ppm PRS-P) en funció del temps (minuts). Les
corbes han estat simulades amb el model de transport OTIS a partir dels experiments
d’addició de soluts realitzats durant l’abril i el juny de 2009. En totes les gràfiques, la línia
blava correspon als paràmetres observats, la violada als de la simulació realitzada a partir
de les dades de conductivitat (element conservatiu) i la vermella a la simulació amb
coeficients d’assimilació de nutrients.
2. GRÀFIQUES DE LES CAMPANYES D’ABRIL 2009
2.1. GRÀFIQUES DE CONDUCTIVITAT
CE 12/04/09 CANAL 1
70
80
90
100
110
120
130
00:00 07:12 14:24 21:36
CE 12/04/09 CANAL2
70
80
90
100
110
120
130
00:00 07:12 14:24 21:36
92
CE 19/04/09 CANAL 1
80
90
100
110
120
130
140
150
00:00 07:12 14:24 21:36
CE 19/04/09 CANAL 2
80
90
100
110
120
130
140
00:00 07:12 14:24 21:36
CE 23/04/09 CANAL 1
80
90
100
110
120
130
140
150
160
170
00:00 07:12 14:24 21:36
CE 23/04/09 CANAL 2
80
90
100
110
120
130
140
150
00:00 02:53 05:46 08:38 11:31 14:24 17:17
CE 25/04/09 CANAL 1
90
100
110
120
130
140
150
160
00:00 07:12 14:24 21:36
CE 25/04/09 CANAL 2
80
90
100
110
120
130
140
150
160
170
00:00 02:53 05:46 08:38 11:31 14:24 17:17
93
CE 27/04/09 CANAL 1
80
90
100
110
120
130
140
00:00 07:12 14:24 21:36
CE 27/04/09 CANAL 2
80
90
100
110
120
130
140
150
160
170
00:00 07:12 14:24 21:36
2.2. GRÀFIQUES DE LA CONCENTRACIÓ D’AMONI
[NH4+-N] 12/04/09 CANAL 1
0
0,05
0,1
0,15
0,2
0,25
00:00 07:12 14:24 21:36
[NH4+-N] 12/04/09 CANAL 2
0
0,05
0,1
0,15
0,2
0,25
00:00 07:12 14:24 21:36
[NH4+-N] 19/04/09 CANAL 1
0,00
0,05
0,10
0,15
0,20
00:00 07:12 14:24 21:36
[NH4+-N] 19/04/09 CANAL 2
0,00
0,05
0,10
0,15
0,20
00:00 07:12 14:24 21:36
94
[NH4+-N] 23/04/09 CANAL 1
0,00
0,05
0,10
0,15
0,20
00:00 07:12 14:24 21:36
[NH4+-N] 23/04/09 CANAL 2
0,00
0,05
0,10
0,15
0,20
00:00 07:12 14:24 21:36
[NH4+-N] 25/04/09 CANAL 1
0
0,05
0,1
0,15
0,2
00:00 07:12 14:24 21:36
[NH4+-N] 23/04/09 CANAL 2
0,00
0,05
0,10
0,15
0,20
00:00 07:12 14:24 21:36
[NH4+-N] 27/04/09 CANAL 1
0,00
0,05
0,10
0,15
0,20
00:00 07:12 14:24 21:36
[NH4+-N] 27/04/09 CANAL 2
0,00
0,05
0,10
0,15
0,20
00:00 07:12 14:24 21:36
95
2.3. GRÀFIQUES DE LA CONCENTRACIÓ DE FÒSFOR
[PRS-P] 12/04/09 CANAL 1
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
00:00 07:12 14:24 21:36
[PRS-P] 12/04/09 CANAL 2
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
00:00 07:12 14:24 21:36
[PRS-P] 19/04/09 CANAL 1
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
0 0,005 0,01 0,015
[PRS-P] 19/04/09 CANAL 2
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
00:00 07:12 14:24 21:36
[PRS-P] 23/04/09 CANAL 1
0
0,02
0,04
0,06
0,08
00:00 07:12 14:24 21:36
[PRS-P] 23/04/09 CANAL 2
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
00:00 07:12 14:24 21:36
96
[PRS-P] 25/04/09 CANAL 1
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
00:00 07:12 14:24 21:36
[PRS-P] 25/04/09 CANAL 2
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
00:00 07:12 14:24 21:36
[PRS-P] 27/04/09 CANAL 1
0
0,02
0,04
0,06
0,08
0,1
00:00 07:12 14:24 21:36
[PRS-P] 27/04/09 CANAL 2
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
00:00 07:12 14:24 21:36
3. GRÀFIQUES DE LES CAMPANYES DE JUNY 2009
3.1. GRÀFIQUES DE CONDUCTIVITAT
CE 18/06/09 CONTROL
130
140
150
160
170
180
190
200
210
00:00 07:12 14:24 21:36
CE 18/06/09 DEFLECTORS IMPERMEABLES
130
140
150
160
170
180
190
200
210
00:00 07:12 14:24 21:36
97
CE 18/06/09 DEFLECTORS VEGETATS
130
140
150
160
170
180
190
200
210
00:00 07:12 14:24 21:36
CE 20/06/09 CONTROL
130
140
150
160
170
180
190
200
210
220
00:00 07:12 14:24 21:36
CE 20/06/09 DEFLECTORS IMPERMEABLES
130
140
150
160
170
180
190
200
210
220
00:00 07:12 14:24 21:36
CE 20/06/09 DEFLECTORS VEGETATS
130
140
150
160
170
180
190
200
210
220
00:00 07:12 14:24 21:36
CE 22/06/09 CONTROL
130
140
150
160
170
180
190
00:00 07:12 14:24 21:36
CE 22/06/09 DEFLECTORS IMPERMEABLES
130
140
150
160
170
180
190
00:00 07:12 14:24 21:36
98
CE 22/06/09 DEFLECTORS VEGETATS
130
140
150
160
170
180
190
00:00 07:12 14:24 21:36
CE 23/06/09 CONTROL
120
130
140
150
160
170
180
190
00:00 07:12 14:24 21:36
CE 23/06/09 DEFLECTORS IMPERMEABLES
120
130
140
150
160
170
180
190
00:00 07:12 14:24 21:36
CE 23/06/09 DEFLECTORS VEGETATS
120
130
140
150
160
170
180
190
00:00 07:12 14:24 21:36
CE 02/07/09 CONTROL
140
150
160
170
180
190
200
210
220
230
00:00 07:12 14:24 21:36
CE 02/07/09 DEFLECTORS IMPERMEABLES
150
160
170
180
190
200
210
220
230
240
00:00 07:12 14:24 21:36
99
CE 02/07/09 DEFLECTORS VEGETATS
140
150
160
170
180
190
200
210
220
230
0 0,005 0,01 0,015
3.2. GRÀFIQUES DE LA CONCENTRACIÓ D’AMONI
[NH4+-N] 18/06/09
CONTROL
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
0,12
0,14
0,16
0,18
00:00 07:12 14:24 21:36
[NH4+-N] 18/06/09 DEFLECTORS IMPERMEABLES
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
0,12
0,14
0,16
0,18
00:00 07:12 14:24 21:36
[NH4+-N] 18/06/09 DEFLECTORS VEGETATS
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
0,12
0,14
0,16
0,18
00:00 07:12 14:24 21:36
[NH4+-N] 20/06/09 CONTROL
0
0,05
0,1
0,15
0,2
0,25
00:00 07:12 14:24 21:36
100
[NH4+-N] 20/06/09 DEFLECTORS IMPERMEABLES
0,00
0,05
0,10
0,15
0,20
0,25
00:00 07:12 14:24 21:36
[NH4+-N] 20/06/09 DEFLECTORS VEGETATS
0,00
0,05
0,10
0,15
0,20
0,25
00:00 07:12 14:24 21:36
[NH4+-N] 22/06/09 CONTROL
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
0,12
0,14
0,16
00:00 07:12 14:24 21:36
[NH4+-N] 22/06/09 DEFLECTORS IMPERMEABLES
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
0,12
0,14
0,16
00:00 07:12 14:24 21:36
[NH4+-N] 22/06/09 DEFLECTORS VEGETATS
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
0,12
0,14
0,16
00:00 07:12 14:24 21:36
[NH4+-N] 23/06/09CONTROL
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
0,12
0,14
0,16
0,18
00:00 07:12 14:24 21:36
101
[NH4+-N] 23/06/09 DEFLECTORS IMPERMEABLES
0
0,02
0,04
0,06
0,08
0,1
0,12
0,14
0,16
0,18
00:00 07:12 14:24 21:36
[NH4+-N] 023/06/09 DEFLECTORS VEGETATS
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
0,12
0,14
0,16
0,18
00:00 07:12 14:24 21:36
[NH4+-N] 02/07/09CONTROL
0
0,05
0,1
0,15
0,2
0,25
00:00 07:12 14:24 21:36
[NH4+-N] 02/07/09CONTROL
0
0,05
0,1
0,15
0,2
0,25
00:00 07:12 14:24 21:36
[NH4+-N] 02/07/09CONTROL
0
0,05
0,1
0,15
0,2
0,25
00:00 07:12 14:24 21:36
102
3.3. GRÀFIQUES DE LA CONCENTRACIÓ DE FÒSFOR
[PRS-P] 18/06/09CONTROL
0,000
0,025
0,050
0,075
0,100
00:00 07:12 14:24 21:36
[PRS-P] 18/06/09 DEFLECTORS IMPERMEABLES
0,000
0,025
0,050
0,075
0,100
00:00 07:12 14:24 21:36
[PRS-P] 18/06/09 DEFLECTORS VEGETATS
0,000
0,025
0,050
0,075
0,100
00:00 07:12 14:24 21:36
[PRS-P] 20/06/09 CONTROL
0,000
0,025
0,050
0,075
0,100
00:00 07:12 14:24 21:36
[PRS-P] 20/06/09 DEFLECTORS IMPERMEABLES
0,000
0,025
0,050
0,075
0,100
00:00 07:12 14:24 21:36
[PRS-P] 20/06/09 DEFLECTORS VEGETATS
0,000
0,025
0,050
0,075
0,100
00:00 07:12 14:24 21:36
103
[PRS-P] 22/06/09CONTROL
0,000
0,010
0,020
0,030
0,040
0,050
0,060
0,070
00:00 07:12 14:24 21:36
[PRS-P] 22/06/09 DEFLECTORS IMPERMEABLES
0
0,01
0,02
0,03
0,04
0,05
0,06
0,07
00:00 07:12 14:24 21:36
[PRS-P] 22/06/09 DEFLECTORS VEGETATS
0
0,01
0,02
0,03
0,04
0,05
0,06
0,07
00:00 07:12 14:24 21:36
[PRS-P] 23/06/09CONTROL
0,000
0,020
0,040
0,060
0,080
00:00 07:12 14:24 21:36
[PRS-P] 23/06/09DEFLECTORS IMPERMEABLES
0,000
0,020
0,040
0,060
0,080
00:00 07:12 14:24 21:36
[PRS-P] 23/06/09DEFLECTORS VEGETATS
0,000
0,020
0,040
0,060
0,080
00:00 07:12 14:24 21:36
104
[PRS-P] 02/07/09CONTROL
0
0,02
0,04
0,06
0,08
0,1
00:00 07:12 14:24 21:36
[PRS-P] 02/07/09DEFLECTORS IMPERMEABLES
0
0,02
0,04
0,06
0,08
0,1
00:00 07:12 14:24 21:36
[PRS-P] 02/07/09DEFLECTORS VEGETATS
0,000
0,020
0,040
0,060
0,080
0,100
00:00 07:12 14:24 21:36
