Introducció

Històricament, els rius i les riberes hanestat intensament aprofitats per l’home. Coma conseqüència d’això, aquests ecosistemess’han vist contínuament alterats en granmesura. No obstant això, ha estat durant eldarrer segle quan la pressió antropogènicasobre aquests ecosistemes s’ha fet més pale-sa. Això és degut a diversos factors, entred’altres a) al desenvolupament industrial i tec-nològic; b) a l’increment de la demanda delrecurs hidrològic per l’augment de la població;c) i a una pressiómés gran d’ocupació sobre elterritori que porta canvis importants sobre elsusos tradicionals del sòl. A més, hi ha hagutuna creixent sensibilització social vers l’estatd’aquests ecosistemes associada a una millo-ra de la qualitat de vida (si més no, en els paï-sos occidentals), i paral·lelament cada cop hiha més avenços en el coneixement científicd’aquests ecosistemes.

L’activitat humana ha comportat modifica-cions en l’estructura física d’aquests ecosiste-mes; per exemple, la canalització dels rius, lainvasió urbanística de les riberes o la cons-trucció de murs de contenció que desconnec-ten els rius de les riberes. Aquesta activitattambé ha alterat la composició química de l’ai-gua (abocaments d’aigües residuals al riu o béentrades de fonts difoses a resultes de l’ús defertilitzants en agricultura) i la composició il’estructura de les comunitats d’organismestant dels rius com de les riberes. Pel que fa alsorganismes, l’efecte ha estat tan directe –comés la introducció d’espècies exòtiques o lasimplificació del bosc de ribera que afavoreixles plantacions d’espècies amb valor econò-mic–, com indirecte –com són els canvis en lescomunitats deguts a alteracions ambientalsfísiques i químiques–. Tot i que no sempre éstan evident, totes aquestes alteracions hancomportat modificacions en les característi-ques funcionals d’aquests ecosistemes. Ditamb altres paraules, les alteracions tambétenen un efecte sobre la capacitat que tenenels rius i les riberes de transformar i retenir lamatèria i l’energia que transporten. Val a dir

que aquesta capacitat funcional dels rius iriberes, tot i haver estat reconeguda pels cien-tífics des de fa molt temps, no ha estat avalua-da amb detall fins a les darreres dues dècades.Aquests estudis, relativament recents, posende manifest que aquests ecosistemes podenjugar un paper clau en la conca; sobretot pelque fa al control dels materials transportats, ien concret als nutrients (nitrogen i fòsfor) queflueixen riu avall.

Durant el darrer segle s’ha observat unincrement gradual de les càrregues denutrients a les aigües continentals, sobretot

5

UNA PERSPECTIVA FUNCIONALDELS RIUS I DE LES RIBERES EN

L’ÀMBIT DE LA CONCA

Eugènia Martí1 i Francesc Sabater2

1 Centre d’Estudis Avançats de Blanes (CSIC)2 Departament d’Ecologia, Universitat de Barcelona

Figura 1. Riu Tenes a l’alçada de Sant Quirze Safaja(Vallès Oriental). Noteu l’abundant massa d’alguesdesenvolupada a la llera del riu. Aquest fet és un clarindicador de les condicions d’eutròfia del riu enaquest indret.

dels països desenvolupats. Un cas properd’aquest fet el trobem a l’embassament deSau (Armengol et al., 1999). En l’actualitatexisteixen nombrosos estudis que evidencienque la causa principal d’aquest increment ésdeguda a l’activitat humana (Howarth et al.,1996) que posa en circulació una fracció moltsignificant de nutrients que es trobaven immò-bils en compartiments biològicament pocactius. Aquest increment ha significat una dis-minució de la qualitat de l’aigua amb les impli-cacions que això comporta per a la utilitzaciód’aquest recurs per part de l’home (Fig. 1). Engeneral, això també ha suposat una alteracióde la integritat ecològica dels ecosistemesaquàtics. Davant d’aquesta problemàtica, elconeixement de la capacitat de processament(transformació i retenció) dels rius i riberespren una rellevància especial.

La capacitat de processament dels rius iriberes es pot considerar com un “servei natu-ral a baix cost” que comporta una reducció del’excés de nutrients i per tant, una millora de laqualitat de les aigües. Aquest fet és importantdins del context de la nova Directiva Europeade l’Aigua (2000/60/EC), encaminada a pre-servar i a millorar l’estat ecològic dels ecosis-temes aquàtics. Tenint en compte aquest

objectiu, és evident que la gestió òptima de laqualitat no només de l’aigua, sinó de tot l’e-cosistema, hauria de considerar mesures tantd’aspectes estructurals (físics, químics i biolò-gics) com d’aspectes funcionals.

En aquest article es pretén donar a conèi-xer els rius i les riberes des d’una perspecti-va funcional, sobretot pel que fa al seu paperen la regulació dels nutrients. El nitrogen i elfòsfor són elements essencials per a la vidadels organismes. En baixes concentracionsen poden limitar l’activitat; no obstant això,en concentracions elevades poden provocarcondicions d’eutròfia amb la subseqüentdisminució de la qualitat de l’aigua i, engeneral, de l’estat ecològic de l’ecosistema(Fig. 1). Aquesta problemàtica és molt vigenti està molt estesa. Creiem que per poder-laabordar adequadament s’ha de tenir encompte els aspectes funcionals tant delsrius com de les riberes i alhora considerar-los dins del context de la conca. És per aixòque l’altre objectiu d’aquest article és mos-trar la rellevància del funcionament d’a-quests ecosistemes dins de la conca, i apartir d’aquí aportar algunes consideracionsque caldria tenir en compte per a una millo-ra en la gestió fluvial.

6

Figura 2. Detall de la llera del riu i dels organismes que s’hi desenvolupen. A l’esquerra s’observa una massad’algues filamentoses i llot que recobreix les pedres i còdols la qual està formada bàsicament per comunitatsbacterianes. A la dreta es pot veure que tant el material particulat fi (de color verdós) com les fulles estan reco-berts d’una pàtina formada per microorganismes (algues, bacteris i fongs). Aquest conjunt de microorganismesjuntament amb la matriu de substàncies que aquests generen s’anomena biofilm.

Els rius: ecosistemes amb capacitat deprocessar els materials que transporten

Els rius han estat intensament aprofitatsper l’home com a font d’energia i recursos.De fet, la distribució dels pobles i ciutats i elseu desenvolupament històric, cultural ieconòmic respon a la disponibilitat d’aquestrecurs. Aquest fet ha estat propiciat pel fluxunidireccional de l’aigua –tret característicd’aquests ecosistemes– que suposa unarenovació constant del recurs i que n’afavo-reix l’ús com a sistema de transport i fontpotencial d’energia.

Tanmateix, els rius són alguna cosa mésque tot això. Els rius són ecosistemes quealberguen una gran diversitat d’organismesque tenen l’habilitat de capturar energia i deprocessar els materials (tant dissolts com enpartícules) que provenen de la conca. Per tant,el transport de substàncies aigües avall a tra-vés de la xarxa fluvial no és un procés inert,sinó que, simultàniament al seu transport, lessubstàncies són aprofitades pels organismes,transformades i retingudes al llarg del seurecorregut. En aquest sentit, els rius, i en con-junt tota la xarxa fluvial, juguen un paper claua la conca on la seva capacitat funcionaldetermina el grau de qualitat de les sevesaigües.

En els darrers 20 anys hi ha hagut un ele-vat nombre d’estudis que anaven encaminats

a caracteritzar els rius des d’aquesta perspec-tiva funcional (Stream Solute Workshop 1990).En concret, pel que fa a la seva influènciasobre la dinàmica de nutrients, aquests estu-dis han permès avaluar la capacitat de trans-formació i retenció d’aquests elements perpart dels rius i examinar quins són els meca-nismes que la determinen. Els resultats d’a-quests estudis han posat de manifest que elsrius són ecosistemes molt dinàmics i amb unaelevada capacitat per utilitzar els nutrients quetransporten. Atès el flux continuat d’aigua,bona part dels processos tenen lloc a la inter-fase, entre la columna d’aigua i els sedimentsque configuren la llera del riu (Fig. 2). De fet, ésen els sediments on es troben la major partd’organismes que constitueixen les comuni-tats fluvials. A més a més, és en el sedimenton el flux d’aigua és molt més lent i per tant,s’afavoreix un contacte més gran entre elsorganismes i els nutrients dissolts a l’aigua.

Entre els diferents processos que es donena la llera del riu (Fig. 3) i que poden influirsobre els nutrients dissolts a l’aigua cal desta-car aquells que són mediats pels micro-orga-nismes (algues i bacteris) que colonitzen elssediments i altres substrats de la llera (el con-junt d’aquests organismes juntament amb lamatriu de substàncies que generen s’anome-na biofilm; vegeu Fig. 2). Tant el fòsfor com elnitrogen (en forma d’amoni o de nitrat) podenser assimilats pel biofilm i pels macròfits

7

Figura 3. Esquema on es mostra la trajectòria teòrica en forma d’espiral que segueix una molècula de nutrientsal riu com a resultat de la combinació entre el seu transport aigües avall i el seu ús per part dels organismes. Al’esquema també es visualitza el recorregut mitjà d’una molècula abans no és utilitzada pels microorganismesde la llera del riu. Aquest recorregut s’anomena distància d’assimilació (un dels dos components de l’espiral).Finalment, també es destaca la llera i els sediments del riu, on es desenvolupa el biofilm, com a punt clau ontenen lloc tots els processos bioquímics involucrats en la transformació i retenció de nutrients en els rius.

(plantes aquàtiques o sub-aquàtiques) que elsutilitzen com a recurs necessari per al seucreixement. Aquest procés implica una reten-ció transitòria d’aquests elements en forma dematèria orgànica viva. Aquests elementspoden ser transferits a altres nivells de laxarxa tròfica mitjançant el consum d’aquestamatèria orgànica per part de petits inverte-brats, insectes aquàtics i d’alguns peixos.Aquest conjunt d’interaccions tròfiques allar-ga la retenció transitòria d’aquests elementsdins de l’ecosistema. No obstant això, tard od’hora els elements tornen a ésser alliberats al’aigua via excreció per part dels organismeso bé per la mineralització de la matèria orgà-nica un cop morta. El nitrogen en forma d’a-moni és també utilitzat per alguns bacteriscom a potencial energètic per captar el CO2dissolt i transformar-lo en matèria orgànica.Aquest procés s’anomena nitrificació i resul-ta d’una transformació del nitrogen en formad’amoni (la forma reduïda del nitrogen inorgà-nic dissolt) a nitrat (la forma oxidada del nitro-gen inorgànic dissolt) per mitjà de l’oxigen dis-solt. En condicions específiques de baixa dis-ponibilitat d’oxigen, el nitrat també pot ser uti-litzat com a substància oxidant de la matèriaorgànica. Aquest procés s’anomena desnitri-ficació i comporta el pas de nitrat a nitrogenmolecular en forma de gas (N2), que s’escapacap a l’atmosfera. En aquest cas, el procés dedesnitrificació suposa una pèrdua neta denitrogen de l’ecosistema. Per tant, en condi-cions d’excés de nitrat, el fet que es doniaquest procés de desnitrificació pot ser cab-dal a l’hora de millorar la qualitat de l’aigua. Encanvi, en aquelles condicions on el nitrat i l’a-moni dissolt escassegin, un grup determinatde bacteris (bàsicament els cianobacteris oanomenats també cianofícies) poden utilitzarel N2 com a font de nitrogen. Tot i així, aquestprocés només té lloc en condicions exemptesd’oxigen.

Finalment, el fòsfor pot ser retingut al sedi-ment a partir de la coprecipitació amb el car-bonat càlcic. Tot i que aquest procés és bàsi-cament químic, es veu afavorit per l’activitatfotosintètica de les algues que colonitzen lallera dels rius. No hem d’oblidar que totsaquests processos tenen lloc en el riu deforma simultània, i que la intensitat en quèocorren varia segons les condicions ambien-tals i de les comunitats d’organismes que estrobin al riu en un punt concret o bé en unmoment determinat.

Simultàniament a aquests processos deretenció, transformació i alliberament denutrients, el flux unidireccional de l’aiguaimposa que el seu cicle complet no es puguidonar en el mateix lloc. És a dir, part delsnutrients remineralitzats en un punt del riuseran assimilats per aquells organismes quees trobin aigües avall d’aquest punt. En

aquest sentit, podem imaginar-nos que unàtom, bé de fòsfor o bé de nitrogen, en el seutransport aigües avall segueix una trajectòriaen forma d’espiral (Webster i Patten, 1979;Newbold et al., 1981; Fig. 3). La forma d’a-questa espiral ens permet tenir una estima delgrau amb què el riu pot regular la quantitat denutrients que transporta. Les espirals distesesindiquen una baixa influència del riu sobre elsnutrients transportats –en aquest cas, pel quefa als nutrients, el riu seria bàsicament un sis-tema de transport–, mentre que les espiralsmolt juntes evidencien que el riu té una eleva-da capacitat de regular els nutrients quetransporta. Experimentalment, s’han desen-volupat tècniques de camp per poder quanti-ficar les espirals expressades en metres line-als de riu necessaris perquè un àtom denutrient completi un cicle (assimilació-allibera-ment-assimilació). Tanmateix, la metodologiamés estesa només permet avaluar una part del’espiral: la distància mitjana que un àtom viat-ja en forma dissolta abans de ser utilitzat pelsmicroorganismes de la llera del riu. Aquestadistància s’anomena distància d’assimilació(Fig. 3) i dóna idea de l’eficiència de retencióde nutrients per part del riu (o sigui, de lacapacitat d’autodepuració fluvial). Distànciescurtes (és a dir <500 m) indiquen una capaci-tat d’autodepuració elevada, mentre quedistàncies llargues (>1000 m) indiquen el con-trari. Recentment, l’ús d’isòtops estables delnitrogen ha permès mesurar amb més detallles espirals completes i també examinar larelativa importància dels diferents processosque les determinen. Malauradament, aquestatècnica és molt cara i el seu ús queda restrin-git a un nombre d’estudis molt reduït.

En general, les distàncies d’assimilacióobtingudes en un ampli ventall de rius situatsen conques poc antropitzades són de l’ordred’uns pocs centenars de metres (Martí i Saba-ter, 1996; Peterson et al., 2001). Això sugge-reix que aquests rius tenen una elevada efi-ciència de retenció, o dit amb altres paraules,una elevada capacitat “d’autodepuració”.Alhora, s’evidencia el paper de les lleres delsrius com a “bioreactors” actius. Tot i així, lainfluència que pugui tenir aquest bioreactorsobre els nutrients que transporta el riu depènde diversos factors; entre d’altres, del cabaldel riu, de la proporció relativa entre la dispo-nibilitat de nitrogen i fòsfor, i de la quantitat denutrients. Quan el cabal és baix, el contactede l’aigua amb el bioreactor és elevat i pertant, la capacitat potencial d’autodepuraciódel riu és elevada. A mida que el cabal aug-menta aquesta capacitat tendeix a disminuir(Butturini i Sabater, 1998). Això comporta queels rius relativament petits siguin els que tenenuna capacitat més elevada per retenir elsnutrients dissolts (Alexander et al., 2000,Peterson et al., 2001). També s’ha observat

8

que aquests rius mostren una resposta dife-rent segons el nutrient que s’estudiï. En gene-ral, els rius presenten una eficiència de reten-ció més gran per a aquell nutrient amb unadisponibilitat relativa més baixa (Fig. 4). Final-ment, tot i que la majoria d’estudis des d’unaperspectiva funcional s’han dut a terme enrius situats en conques poc antropitzades iper tant amb concentracions de nutrients rela-tivament baixes, estudis recents realitzats enrius més humanitzats i amb concentracions denutrients elevades indiquen que, en aquestescondicions, l’eficiència en la retenció denutrients disminueix (Haggard et al., 2001,Martí et al., 2004).

Les riberes: ecosistemes reguladors denutrients entre l’ecosistema terrestre i elfluvial

Un altre punt clau en el processament iretenció de nutrients dins de la conca són elsecosistemes riberencs. Les riberes són zonesde transició entre els ecosistemes terrestres iels ecosistemes aquàtics (rius o llacs), però almateix temps presenten una entitat pròpiatant pel que fa a l’estructura de la seva vege-

tació com pel seu funcionament. Aquestsecosistemes es caracteritzen per tenir unaelevada diversitat d’espècies i per ser moltproductius des del punt de vista ecosistèmic(Fig. 5). A més a més, les riberes condicionenel funcionament dels rius. Aquesta influènciaes posa de manifest de manera directa a par-tir de les aportacions de matèria orgànica pro-cedent de la vegetació riberenca, així comindirectament a través de les connexionshidrològiques entre el riu i l’ecosistema terres-tre de la conca.

Cal dir que la influència directa de les ribe-res sobre els rius és més evident en rius rela-tivament petits on la vegetació de ribera potarribar a cobrir tota l’amplada del riu. A midaque els rius incrementen en amplada, aquestainfluència va disminuint (Vannote et al., 1980).En rius de poca amplada i on la vegetació deribera està ben desenvolupada, les riberestenen un paper important tant en la regulacióde la temperatura de l’aigua dels rius com dela disponibilitat de llum (Fig. 5). Això compor-ta que en el riu es donin unes condicionsmicroclimàtiques molt diferents a les de l’en-torn més proper. Aquest fet pot arribar a influiren el tipus de comunitats d’organismes que

9

Figura 4. Resultats de distàncies d’assimilació mesurades en dos rius amb disponibilitats relatives de nitrogen i fòsfor diferenciades. A l’esquerra es mostren les distàncies d’assimilació obtingudes a la riera de la Solana (Parc Comarcal del Castell de Montesquiu, Osona) i a la dreta les obtingudes a Sycamore Creek (Desert deSonora, Arizona, USA). Noteu que en cadascun dels casos la distància d’assimilació més curta (més eficiènciaen la retenció de nutrient) correspon a l’element que es troba amb una disponibilitat relativa menor (o sigui al’element que és limitant).

Riu limitat per disponibilitat de fòsfor Riu limitat per disponibilitat de nitrogen

s’hi puguin desenvolupar. Per exemple, lestruites són molt sensibles a les temperatureselevades. L’existència d’un bosc de ribera bendesenvolupat manté les condicions òptimesde temperatura per a aquests organismes, ievita així canvis tèrmics diaris molt acusatsdurant l’estiu. La vegetació de ribera tambéproporciona grans quantitats de matèria orgà-nica al riu. És precisament la fullaraca una fontd’aliment per a les comunitats fluvials des debacteris i fongs fins a tot tipus d’ invertebrats.En la majoria dels casos, aquesta matèriaorgànica esdevé el recurs principal per al fun-cionament del riu (Fig. 5). Al mateix temps, lafullaraca també actua com a substrat, contri-buint a incrementar la diversitat d’hàbitatsdels riu i per tant a la riquesa d’espècies.Finalment, les riberes estabilitzen els margesdels rius i contribueixen a mantenir l’estructu-ra morfològica de la llera. En definitiva, incre-menten la disponibilitat d’hàbitats per alsorganismes (Fig. 5).

A través de les connexions hidrològiquesentre la conca, la ribera i el riu, les riberestambé influeixen sobre la qualitat química del’aigua del riu. En zones temperades, bonapart de l’aigua que drena la conca arriba al riumitjançant un flux subsuperficial (és a dir, l’ai-gua que s’infiltra pel sòl i s’escola o bé cap alsubsòl o bé cap al freàtic; Fig. 6). Durantaquest transport, els nutrients dissolts en l’ai-gua drenada, i en particular els nitrats, sónaprofitats tant pels microorganismes del sòlcom per la vegetació de les riberes. Entre elsdiferents processos metabòlics que es donenen aquesta zona, cal destacar l’assimilació de

10

Figura 6. Esquema de la secció transversal d’una vallon es mostra el contrast entre les regions temperades-humides i les àrides pel que fa als lligams hidrològicsentre el riu (a), la zona de ribera (b) i l’ecosistematerrestre (c). Les fletxes mostren les vies preferents delmoviment d’aigua de l’ecosistema terrestre a l’aquàtic.Mentre que a les zones humides l’aigua de la concas’escola pel subsòl, travessa la ribera i arriba al riu; lescondicions hídriques de les zones àrides afavoreixen eldesplaçament d’aigua del riu cap a la ribera. Figuramodificada a partir de Martí et al., 2000.

Figura 5. Fotografia de la riera Major (Osona). Com podeu observar, aquesta riera té una vegetació de riberafrondosa i ben desenvolupada, tret característic dels rius de muntanya mitjana. Amb aquesta fotografia es fapalesa la influència directa que té la ribera sobre l’ecosistema fluvial quant al fet que controla el grau d’insola-ció i la temperatura del riu, subministra recursos energètics per als organismes aquàtics, i els ofereix refugi inous hàbitats.

nutrients i la desnitrificació (Fig. 7). Aquestsprocessos comporten una disminució gradualde la concentració de nitrat a mida que l’aiguacircula des de la zona de ribera cap al riu. Pertant, aquesta zona redueix la quantitat d’a-quest nutrient que finalment arriba al riu. Enestudis recents realitzats en zones de riberade diversos rius europeus s’ha vist que aques-ta reducció pot ser d’entre un 5 i un 30 % dela concentració de nitrat per metre transversalde ribera recorregut (Sabater et al., 2003). Enaquest sentit, des dels anys 90, aquesteszones han estat considerades com a elementspaisatgístics cabdals ja que són considerats“filtres” de l’excés de nitrats que arriben demanera difosa als ecosistemes aquàtics pro-cedents dels fertilitzants agrícoles. Aquestacaracterística ha fet reconsiderar la preserva-ció i la millora dels boscos de ribera com unade les principals estratègies d’actuació per talde reduir l’excés de nitrogen que ve de zonesagrícoles cap als sistemes aquàtics (Haycocket al., 1997).

Aquesta capacitat de retenció de les ribe-res, principalment en zones temperades humi-des, es veu afavorida pel fet que els sòls ripa-ris són molt rics en matèria orgànica i que,bona part de l’any, estan saturats d’aigua. Cir-cumstàncies que propicien l’anòxia i que pertant, afavoreixen la desnitrificació (o sigui elpas de nitrat a nitrogen gas). Aquest procésmicrobià suposa una pèrdua neta de nitrogencap a l’atmosfera. Però en el cas de les

regions àrides o semiàrides (com és el cas debona part de Catalunya), l’escassetat d’aiguacomporta que el nivell freàtic estigui força baixbona part de l’any i això faci que els sòls gai-rebé mai es trobin saturats d’aigua. En aques-tes condicions, la desnitrificació es trobanomés circumscrita tant en el temps(moments de pluges intenses) com en l’espai(zones on s’acumula aigua en el sòl de la ribe-ra; Bernal et al., 2003). És per això que enaquestes regions la disminució de nitrats siguisegurament ocasionada per la vegetació deribera que té accés, per mitjà dels seu sistemaradicular, a les aigües freàtiques relativamentfondes. Per tant, en aquests casos, el paperde la zona de ribera com a filtre dels nutrientsque arriben de la conca pot esdevenir limitat.

En aquestes regions les riberes actuentambé de filtres però sobre aquells nutrientsdissolts que ja transporta el riu. A diferènciade les regions temperades humides, enregions força àrides bona part de l’aigua pro-cedent de la conca hi arriba mitjançant l’esco-lament superficial durant els episodis de plu-ges intenses. Això provoca crescudes sobta-des del cabal del riu, i l’increment del nivell del’aigua del riu en relació al baix nivell freàtic dela zona de ribera la qual afavoreix que hi hagiun desplaçament de l’aigua del riu cap a laribera (Fig. 6). A més a més, durant l’estiuquan el cabal del riu és força més baix, l’eva-potranspiració per part de la vegetació deribera també afavoreix que l’aigua del riu cir-

11

Figura 7. Secció transversal de la ribera i el riu. Aquest esquema mostra els diversos recorreguts que pot seguir elnitrat en el seu transport des de l’ecosistema terrestre cap al riu (fletxes blaves). En aquest recorregut, part delnitrat pot ser retingut a la zona de ribera mitjançant dos processos biològics: l’assimilació (fletxes taronges) i ladesnitrificació (fletxes roses). Aquests processos contribueixen a disminuir la càrrega de nitrat que arriba al riu procedent de la conca adjacent.

culi cap a la ribera. Per tant, en regions àridesi semiàrides la connexió hídrica entre la riberai el riu sol ser sovint inversa a la descrita enzones temperades (Fig. 6; Martí et al., 2000).Aquest fet incrementa la capacitat de retencióentre riu i ribera, atès que una fracció de l’ai-gua fluvial que circula a través de la ribera éstransportada aigües avall més lentament (és adir, s’incrementa el temps de residència del’aigua dins l’ecosistema fluvial). Un cop a laribera, els nitrats de l’aigua són assimilats perla vegetació, i fins i tot hi ha desnitrificació siles condicions ambientals són les òptimes.

En general, tant a les zones temperadeshumides com a les àrides, les riberes són ele-ments clau en la regulació de l’excés denutrients bé provinguin de la conca o bé siguintransportats pel riu. Els diferents graus d’efec-tivitat de retenció dependran a) de les condi-cions hidrològiques (temps de residència del’aigua, nivell de saturació del sòl), b) lescaracterístiques del sòl (quantitat de matèriaorgànica, grau de contacte entre el sòl i l’ai-gua) i c) dels processos microbiològics domi-nants. Cal recordar que, si bé la desnitrificaciósuposa una pèrdua neta de nitrogen en formade nitrat, l’assimilació de nitrat per part de lavegetació només comporta una retenció tran-sitòria, ja que part del nitrogen que passa aformar part de la matèria viva retorna tard od’hora a l’ecosistema en forma de nitrogeninorgànic.

El paper del riu i la ribera des d’una perspectiva de conca

Quant a la conca, la xarxa fluvial i les ribe-res adjacents són components clau de l’es-tructura del paisatge ja que contribueixen ainterconnectar els seus diferents elements.Per exemple, actualment és ben coneguda larellevància de les riberes com a corredorsbiològics (Fig. 8). Aquesta interconnexió es famés palesa a les capçaleres on la xarxa és

més ramificada i la interfase entre l’ecosiste-ma terrestre i aquàtic no és tan clarament defi-nida. A més a més, la xarxa fluvial esdevé l’eixvertebrador de tota la conca, li otorga unaentitat pròpia i actua com a vector de conne-xió entre l’ecosistema terrestre i el marí. Enaquest sentit, l’elevada productivitat observa-da a les zones estuarianes es veu en gran partsostinguda i influenciada pels materials trans-portats pels rius.

Ja en els anys 60, el professor RamonMargalef reconeixia la importància que té elfet de considerar els lligams que hi ha entrel’ecosistema terrestre i el fluvial per interpre-tar-ne les característiques físiques, químiquesi biològiques. Els rius són receptors tant del’aigua com dels materials (tant dissolts comen partícules) que provenen de la conca, i pertant, les característiques dels rius són un bonreflex de les “activitats” que es donen a laconca. Per il·lustrar això, el professor Marga-lef establia un paral·lelisme metafòric entre elpaper que juga l‘ecosistema fluvial en laconca i el sistema nefrític en el cos humà (Fig.9). Dins d’aquest context, podem ampliaraquest paral·lelisme incloent els atributs fun-cionals dels rius i de les riberes i la mateixtemps considerar l’heterogeneïtat espacialdins de la conca pel que fa a la rellevànciad’aquests atributs. Val a dir que en aquestexercici de comparació és important tenir encompte que ambdós sistemes mantenen unaestructura jeràrquica de funcionament. Aixòvol dir que cada nivell d’observació estàconstituït per un conjunt d’unitats del nivellinferior, i que presenta unes característiquespròpies que vénen determinades pels proces-sos que es donen en el nivell inferior i condi-cionades i/o limitades per l’estructura delsnivells superiors (Frissell et al., 1986; Fig. 9).Tenint present aquestes consideracions, laconca de la xarxa fluvial actuaria de formasimilar com si fos un sistema nefrític o urinarija que també rep els excedents hídrics i les

12

Figura 8. Fotografies aèries de dos paisatges amb usos del territori contrastats: un forestal (esquerra) i l’altre agrícola (dreta). En ambdós casos es constata el paper de l’ecosistema riberenc i fluvial com a eix vertebradordel paisatge així com la rellevància de les riberes com a corredors biològics.

substàncies que provenen dels sistemes oòrgans adjacents (ecosistemes terrestres).Dins d’una xarxa fluvial, els rius relativamentpetits situats bàsicament a les capçaleresjuntament amb les zones de ribera adjacents

farien el paper de ronyons (Fig. 9), a resultesdel seu paper regulador i de “filtre” de lessubstàncies transportades aigües avall. Final-ment, i dins d’aquesta lògica, la interfaseentre el sediment i l’aigua (la llera en el cas

13

Figura 9. Comparació entre el sistema nefrític i l’ecosistema fluvial. Ambdós sistemes tenen una organitzaciójeràrquica i es pot establir una relació de paral·lelisme quant al paper funcional que té el sistema nefrític en elcos humà i la xarxa fluvial a la conca (en el text trobareu l’explicació més detallada).

dels rius i el sòl saturat en el cas de la zonade ribera) actuarien com a nefrona (Fig. 9). Ésa dir, és en aquest nivell on té lloc el contac-te entre els nutrients i els organismes i on esdonen tots els processos metabòlics relle-vants per l’autodepuració fluvial.

Aquestes consideracions tenen claresimplicacions a l’hora de considerar estratègiesapropiades per a la gestió dels ecosistemesfluvials amb vista a una millora de la qualitatde l’aigua. Qualsevol alteració de l’estructurade la xarxa fluvial, dels rius petits i les riberes,o de la llera dels rius, així com qualsevolincrement de nutrients procedents de fontspuntuals i difoses com a conseqüència del’activitat humana, poden comportar una dis-funcionalitat de l’ecosistema que es potreflectir en una menor capacitat de processa-ment; o dit d’una altra manera: una disminucióde la capacitat autodepurativa fluvial amb lesconseqüents implicacions sobre la qualitat del’aigua. Com ja hem comentat anteriorment, lamàxima reactivitat dels rius es troba localitza-da a les capçaleres, i pel que fa a les zones deribera, la seva importància s’incrementaaigües avall (en els trams mitjos i baixos). Pertant, la configuració de la xarxa de drenatge(número i longitud total de rius petits, distribu-ció de rierols a la conca...) és un factor deter-minant en l’exportació de materials dins d’unaconca. És per això que amb vista a una gestióintegrada de tota conca caldria preservaraquestes zones al màxim atesa la sevaimportància funcional.

En aquest sentit, a Catalunya, un percen-tatge molt elevat de la xarxa fluvial està cons-tituït per rius relativament petits. A més, el fetde ser un país relativament eixut, fa que riusde mida més gran també en algun moment del’any puguin tenir una paper rellevant a l’horad’autodepurar la càrrega de nutrients aigüesavall. Per tant, a Catalunya, si volem mantenirmés control sobre la qualitat de les aigües flu-vials caldria esmerçar esforços per mantenirla integritat ecològica dels petits rius i rierols,i tenir cura de la vegetació de ribera. Malau-radament, no sempre és així, doncs cal recor-dar que són els petits rierols els més vulnera-bles; i que bona part dels boscos de riberahan sofert des de sempre una explotacióconstant. Cal afegir també l’efecte de les fre-qüents obres hidràuliques que impliquenmodificacions en la llera i alteracions de lainteracció entre l’aigua i el sediment, les qualstenen conseqüències negatives sobre lacapacitat autodepurativa fluvial, perquè alte-ren el paper bioreactor dels organismes asso-ciats al substrat. Igualment, les canalitzacionsde rius comporten una desconnexió entre lazona de ribera i el riu i n’alteren el funciona-ment conjunt. No cal oblidar tampoc quel’empobriment de la zona de ribera o la sevaeliminació redueix la capacitat de filtre d’a-

quests ecosistemes. La implantació d’unaxarxa d’estacions depuradores d’aigües resi-duals (EDAR) ha contribuït a millorar la quali-tat de l’aigua, reduint les entrades puntualsde nutrients als rius, i així disminuir l’efectenegatiu que les aigües residuals no tractadestenen sobre els rius. En aquest cas, i seguintamb el paral·lelisme exposat anteriorment, lesEDAR podrien ser enteses com un sistema dediàlisi de la conca, el qual complementa elpaper de “bioreactor” que de manera naturalfa el riu. De fet, en aquest sistema artificial (ésa dir les EDAR) s’intensifiquen i optimitzenalguns dels processos, sobretot aquellsencaminats a eliminar nutrients, que tenenlloc al riu; això sí a partir d’un consum energè-tic.

Abans de la Directiva Marc de l’aiguadesenvolupada a Europa la legislació existentse centrava bàsicament a millorar la qualitatquímica de l’aigua per tal que aquesta poguésser àmpliament utilitzada per a qualsevol tipusd’activitat humana. No obstant això, la pre-sent Directiva aborda la problemàtica desd’una visió més àmplia i pretén preservar elbon estat ecològic dels ecosistemes aquàtics.Això suposa una nova perspectiva pel que faa la definició de qualitat i reclama la utilitzacióde nous paradigmes de mesura molt mésintegradors i encaminats cap a una visió mésecosistèmica. És en aquest nou context on elconeixement d’aspectes funcionals pren unvalor afegit. Un altre aspecte interessant de laDirectiva pel que fa a les normatives ha estatel fet de no fixar uns valors d’emissió concrets(considerats en legislacions anteriors), sinóque en cada cas les emissions s’han d’ade-quar per tal de causar el menor impacte pos-sible sobre el medi fluvial receptor. En aquestsentit, el coneixement dels aspectes funcio-nals i dels seus mecanismes es fa imprescin-dible amb vista a potenciar noves eines degestió per a la millora de la qualitat de lesaigües fluvials. Finalment, és evident que dinsd’aquest nou marc legal, els criteris de gestióper al manteniment i restauració dels ecosis-temes aquàtics s’han d’abordar necessària-ment des d’una perspectiva de conca, i és enaquest nivell on cal determinar i preservaraquells components del paisatge més alta-ment “reactius” (considerats ”hot spots”,McClain et al., 2003), ja que també aquestssón els més vulnerables.

Bibliografia

ALEXANDER, R.B., R.A. SMITH i G.E. SCHWARZ(2000). Effect of stream channel size on thedelivery of nitrogen to the Gulf of Mexico.Nature. 403: 758-761.

ARMENGOL, J., M. COMERMA, J.C. GARCÍA, M.ROMERO, J.J. RODRÍGUEZ i A. VIDAL (1999).Contribució al coneixement de l’ecologia

14

aquàtica de l’embassament de Sau. Qua-derns ATLL. Recull número 3.

BERNAL, S., A. BUTTURINI, E. NIN, F. SABATER i S.SABATER (2003). Leaf litter dynamics andnitrous oxide emission in a Mediterraneanriparian forest. Journal of EnvironmentalQuality, 32: 191-197.

BUTTURINI, A. i F. SABATER (1998). Ammoniumand phosphate retention in a Mediterrane-an stream. Hydrological versus temperatu-re control. Canadian Journal of Fisheriesand Aquatic Sciences, 55: 1938-1945.

FRISSELL, C.A., W.L. LISS, C.E. WARREN i M.D.HURLEY (1986). A hierarchical framework forstream habitat classification: viewing stre-ams in a watershed context. EnvironmentalManagement, 10: 199-214.

HAGGARD, B.E., D.E. STORM i E.H. STANLEY(2001). Effects of a point source input onstream nutrient retention. Journal of Ameri-can Water Resources Association, 37:1291-1299.

HAYCOCK, N.E., T.P. BURT, K.W.T. GOULDING i G.PINAY (1997). Buffer zones: their processesand potential in water protection. Harpen-den (UK), Quest Environmental.

HOWARTH, R.W., G. BILLEN, D. SWANEY, A. TOW-SEND, N. JAWORSKI, K. LAJTHA, J.A. DOWNING,R. ELMGREN, N. CARACO, T. JORDAN, F.BERENDSE, J. FRENEY, V. KUDEYAROV, P. MUR-DOCH i ZHU ZHAO-LIANG (1996). Regionalnitrogen budgets and riverine N and P flu-xes for the drainages to the North AtlanticOcean: natural and human influences. Bio-geochemistry, 35: 75-139.

MARTÍ, E. i F. SABATER (1996). High variabilityin temporal and spatial nutrient retentionin Mediterranean streams. Ecology, 77:854-869.

MARTÍ, E., S.G. FISHER, J.D. SCHADE i N.B.GRIMM (2000). Flood frequency and stream-riparian linkages in arid lands. A Streamsand Ground Waters (J.B. JONES I P.J. MUL-HOLLAND, eds.) pp. 111-136. AcademicPress, London (UK).

MARTÍ, E., J. AUMATELL, LL. GODÉ, M. POCH i F.SABATER (2004). Nutrient retention efficiencyin streams receiving inputs from wastewa-ter treatment plants. Journal of Environ-mental Quality, (en premsa).

MCCLAIN, M.E., E.W. BOYER, C.L. DENT, S.E.GERGEL, N.B. GRIMM, P.M. GROFFMAN, S.C.HART, J.W. HARVEY, C.A. JOHNSTON, E.MAYORGA, W.H. MCDOWELL i G. PINAY (2003).Biogeochemical hot spots and hotmoments at the interface of aquatic andterrestrial ecosystems. Ecosystems, 6:301-312.

NEWBOLD, J. D., J.W. ELWOOD, R.V. O’NEILL i W.VAN WINKLE (1981). Measuring nutrient spi-ralling in streams. Canadian Journal of Fis-heries and Aquatic Sciences, 38: 860-863.

PETERSON, B.J., W.M. WOLLHEIM, P.J. MULHO-LLAND, J.R. WEBSTER, J.L. MEYER, J.L. TANK,E. MARTI, W.B. BOWDEN, H.M. VALETT, A.E.HERSHEY, W.H. MCDOWELL, W.K. DODDS,S.K. HAMILTON, S. GREGORY i D.D. MORRALL(2001). Controls of nitrogen export fromwatersheds by headwater streams. Scien-ce, 292: 86-90.

SABATER, S., A. BUTTURINI, J.C. CLEMENT, T.BURT, D. DOWRICK, M. HEFTING, V. MAÎTRE, G.PINAY, C. POSTOLACHE, M. RZEPECKI i F. SABA-TER (2003). Nitrogen removal by riparianbuffers along a European climatic gradient:patterns and factors of variation. Ecosys-tems, 6: 20-30.

STREAM SOLUTE WORKSHOP (1990). Conceptsand methods for assessing solute dyna-mics in stream ecosystems. Journal of theNorth American Benthological Society, 9:95-119.

VANNOTE, R.L., G.W. MINSHALL, K.W. CUMMINS,J.R. SEDELL, i C.E. CUSHING (1980). The rivercontinuum concept. Canadian Journal of Fis-heries and Aquatic Sciences, 37: 130-137.

WEBSTER, J.R. i B.C. PATTEN (1979). Effects ofwatershed perturbation on stream potas-sium and calcium dynamics. EcologicalMonographs, 49: 51-72.

15