INTRODUCCIÓN

Las comunidades de plantas de humedales de agua dulce están controladas principalmente por el régimen hidrológico. La vegetación que ocurre en humedales presenta adaptaciones para tolerar las condiciones de anoxia de los suelos saturados (^{Keddy, 2010}), tales como la presencia de aerénquima en las raíces. La disponibilidad de nutrientes en los sedimentos y en el agua también es relevante para este tipo de vegetación, debido a sus efectos en las tasas de crecimiento y de producción primaria, a los impactos en las interacciones interespecíficas de competencia y a las alteraciones en la riqueza y composición de especies (^{Koerselman & Meuleman, 1996}). El nitrógeno (N) y el fósforo (P) son los nutrientes que más frecuentemente limitan la producción primaria en humedales naturales (^{Kirk, 2004}), y en menor medida se ha encontrado evidencia de limitación por potasio (Koerselman & Meuleman, 1996).

Además del ingreso de nutrientes directamente desde el canal principal del río, las planicies de inundación tienden a establecer sus propios ciclos biogeoquímicos, influenciados por los organismos y las condiciones ambientales locales (Junk et al., 1989). En planicies de inundación y humedales de agua dulce aluviales, la historia y patrones de inundación condicionan la disponibilidad de nutrientes: a medida que disminuye la frecuencia de inundación, usualmente el P disponible disminuye y el N disponible y total aumentan (Trémolières et al., 2009). A su vez, la fase hidrológica del río (aguas altas versus aguas bajas, de acuerdo al momento en el pulso de inundación) condiciona la carga de N y su disponibilidad dentro de la planicie (^{Mayora et al., 2017}).

La estequiometría ecológica se ha propuesto como una herramienta para predecir la limitación por nutrientes y puede constituir una aproximación al estudio de los ciclos biogeoquímicos en humedales (Elser et al., 2000; ^{Koerselman & Meuleman, 1996}; Sardans et al., 2012; Van de Waal et al., 2018). A partir de la revisión de 40 experimentos de fertilización en humedales de Europa, Koerselman y Meuleman (1996) postularon que el cociente entre N y P (de aquí en adelante N:P) en tejidos foliares es un indicador de la disponibilidad relativa de estos nutrientes en ecosistemas de humedales. Según los autores citados, las plantas con un N:P foliar menor a 14 están limitadas por N, las plantas con N:P mayor a 16 están limitadas por fósforo y las plantas con un cociente intermedio están co-limitadas por N y por P. Koerselman y Meuleman (1996) enunciaron que los N:P foliares reflejan diferencias en las proporciones de suministro de N y P más que la disponibilidad absoluta de N y P. Posteriormente, Güsewell (2004) señaló como más adecuados a los N:P < 10 y N:P > 20 para indicar que la producción de biomasa está limitada por N y P, respectivamente. Consistentemente, en un análisis sobre las incertezas asociadas al uso de umbrales N:P para detectar la naturaleza de la limitación por nutrientes, ^{Yan et al. (2017}) informan que el riesgo de error es menor con el uso de umbrales de 10 y 20 que con umbrales de 14 y 16. Además, Güsewell (2004) indicó que si bien hay acuerdo con que N:P bajos implicarían limitación por N, algunos autores asignan N:P altos a limitación por P o colimitación por ambos nutrientes (^{Downing & McCauley, 1992}; Olde Venterink et al., 2003).

El enfoque de evaluar la naturaleza de la limitación relativa por nutrientes a partir del N:P fue propuesto como un método menos costoso (en tanto demanda de tiempo, de recursos humanos y económicos) que los experimentos de fertilización (Güsewell et al., 2003). Una de las mayores críticas a esta aproximación es que los umbrales de N:P previamente publicados no necesariamente son indicadores válidos de limitación por N o por P en otros ecosistemas o para otro conjunto de especies vegetales (Vitousek et al., 2010). Asimismo, ^{Yan et al. (2017}) señalan que los umbrales definidos tanto por ^{Koerselman y Meuleman (1996}) como por Güsewell (2004), validados por experimentos de fertilización, fueron propuestos para determinar los nutrientes limitantes a nivel de comunidad. A pesar de ello, los N:P se han utilizado en estudios globales en múltiples ecosistemas (por ejemplo, Wardle et al., 2004; Wassen et al., 2005), y en 450 estudios relevados por Yan et al. (2017). En el análisis de las incertidumbres asociadas al uso de los umbrales de N:P, Yan et al. (2017) concluyen que, si bien el riesgo en la detección del nutriente limitante no es despreciable, la tendencia general es válida como referencia: cuanto mayor sea N:P, las plantas tienden a estar limitadas por P; cuanto menor sea N:P, las plantas tienden a estar limitadas por N. Por lo tanto, disponer de N:P de referencia para la vegetación de un determinado ecosistema podría ser de utilidad para evaluar cambios en el balance de N y P ante impactos ambientales asociados a procesos naturales y antropogénicos (Güsewell, 2004; Vitousek et al., 2010; Yan et al., 2017).

En la planicie de inundación del Paraná no se cuenta con estudios sobre la validez de los umbrales N:P propuestos para otros humedales, ni con relevamientos extensivos sobre los niveles de nutrientes en la vegetación natural. Como antecedentes del uso de N:P, se han encontrado evidencias de limitación por N para dos especies dominantes: el junco Schoenoplectus californicus (C.A. Mey.) Soják y el camalote Pontederia crassipes Mart., con N:P en tallos de entre 4,26 y 10,23 de acuerdo a la especie y a la distancia al río Paraná (Bonetto et al., 1994). Se cuenta también con una caracterización nutricional de las especies forrajeras del sector silvopastoril del Bajo Delta del Paraná (Rossi et al., 2014), en la que se documentan indicadores de valor nutritivo y palatabilidad de trece especies herbáceas de las familias Poaceae, Cyperaceae, Amaranthaceae y Fabaceae. Finalmente, el N:P se ha utilizado para comparar pastizales anegadizos que fueron reemplazados por plantaciones de álamos con suelos drenados (Ceballos, 2011). En dicho análisis, se observó que el N:P foliar era de 7 en pajonales naturales de Cyperus byssaceus Pereira-Silva (Cyperaceae), mientras que en rodales forestales de Populus deltoides W. Bartram ex Marshall (Salicaceae), aumentó a 18, lo cual se asoció a cambios en la disponibilidad de N y P debido al drenaje y a la forestación.

En el presente estudio nos propusimos evaluar la naturaleza de la limitación por nutrientes en la planicie de inundación del Bajo Río Paraná (Delta Medio y Delta Superior), para lo cual relevamos los N:P de plantas herbáceas. Dado que los pulsos de inundación y el ingreso de agua a la planicie pueden afectar la disponibilidad de nutrientes, analizamos si las concentraciones de N y P foliares difieren de acuerdo con la frecuencia de inundación histórica de cada sitio, las unidades de paisaje de humedales y los niveles hidrométricos en el río Paraná. Consideramos también la variabilidad aportada por la identidad de las especies o de las familias a las que pertenecen y por la fecha de muestreo.

MATERIALES Y MÉTODOS

Sitio de estudio

El Paraná es un río de gran extensión y tamaño de cuenca, el segundo en Sudamérica luego del Amazonas en términos de su longitud (Neiff et al., 1994). El presente estudio fue realizado en la región del Complejo Fluvio-Litoral del Bajo Paraná, también conocido como Delta del Paraná, que presenta un extenso mosaico de humedales de 19,500 km² (Fig. 1). En particular, se trabajó en la porción superior y media del Delta del Paraná. En el área se han identificado unidades de paisaje de humedales con base en los patrones geomorfológicos e hidrológicos (Kandus et al., 2019) (Fig. 1B).

La región tiene un clima templado húmedo, con una temperatura anual media de 17,1 °C. El mes más frío es julio y el más cálido es enero (temperatura media de 10 °C y 24 °C, respectivamente), mientras que la precipitación anual media es de 1052 mm (1965-2011, estación agrometereológica San Pedro, INTA). Los suelos dominantes se clasifican como Molisoles (Hapludoles y Haplaquoles).

Fig. 1 Área de estudio y sitios de muestreo. A, ubicación del área de estudio en Sudamérica y la Cuenca Del Plata. Las imágenes de fondo fueron tomadas de Google, © 2020 y corresponden a escenas de los satélites Landsat/Copernicus. B, complejo Fluvio-Litoral del Bajo Paraná (también conocido como Delta del Paraná) y sus Unidades de Paisaje de Humedal (UPH) y Subunidades de Paisaje de Humedal (SUPH). C, detalle de la localización de los sitios de muestreo de las UPH y SUPH. Las etiquetas siguen la nomenclatura de Kandus et al. (2019): el número romano (I, II, III) corresponde al Sistema de Paisaje; el número arábigo a la UPH; y la letra minúscula a la SUPH, excepto para la UPH I.4 en la que Kandus et al. (2019) no definieron subunidades. En el panel superior, la imagen de fondo corresponde a una escena Landsat 8-OLI de fecha 29 de abril de 2017; en el panel inferior, a una escena Landsat 8-OLI de fecha 6 de abril de 2017. Figura en color en la versión en línea http://www.ojs.darwin.edu.ar/index.php/darwiniana/article/view/1100/1294 

El régimen hidrológico actual de la planicie está dominado principalmente por el régimen de pulsos del río Paraná. El Paraná tiene un caudal anual de unos 16.000 m³.s⁻¹, con valores mínimos de 7.700 m³s^-1 y máximos de hasta 51.200 m³s^-1 (período 1931-2001, para la sección Paraná-Santa Fe del Paraná Medio, Jaime & Menéndez, 2002). El caudal máximo del Paraná se observa usualmente entre marzo y abril, y el mínimo entre septiembre y octubre. Sin embargo, y por la influencia de los pulsos de inundación, la variabilidad interanual es más destacable que la estacionalidad. Durante los eventos El Niño, el área es afectada por crecientes extendidas; en cambio, durante períodos La Niña, el área presenta condiciones más secas. La influencia fluvial y la escasa pendiente regional resulta en suelos pobremente drenados, que usualmente presentan signos de reducción química como un horizonte gley o la presencia de moteados rojizos o amarillos (Pereyra et al., 2004). Con respecto a la vegetación, predominan las comunidades herbáceas como pastizales, pajonales, juncales y praderas de herbáceas latifoliadas (Gayol et al., 2022; ^{Morandeira & Kandus, 2015}), intercaladas con lagunas someras y cursos de agua (Borro et al., 2014; Gayol et al., 2019) y con bosques nativos en las posiciones altas del Delta Superior (^{Aceñolaza et al., 2008}; Kandus et al., 2019).

Análisis de datos

Se computaron los N:P en las poblaciones de plantas y se compararon con los valores umbral indicadores de limitación por N o P informados en estudios previos (^{Koerselman & Meuleman, 1996}; Villar et al., 1996; Bedford et al., 1999; Güsewell & Koerselman, 2002; Güsewell, 2004; ^{Reich y Oleksyn, 2004}). Para las 25 especies en las que se midió más de una población (Tabla 1), los coeficientes de variación (CV) de N, P y N:P fueron usados como indicadores de la variabilidad intraespecífica. Se utilizó un test de Student de una cola para evaluar si la variabilidad intraespecífica de cada una de estas variables era mayor que la variabilidad interespecífica (Morandeira & Kandus, 2016). En el marco de este análisis, y de modo de comparar al mismo grupo de especies, para estimar la variabilidad interespecífica se consideraron sólo a las especies con más de una población.

Se caracterizó cada sitio de muestreo por su pertenencia a una unidad y subunidad de paisaje de humedales (Kandus et al., 2019) y por su frecuencia de inundación histórica, utilizando herramientas de Sistemas de Información Geográfica. La frecuencia de inundación histórica de cada sitio fue extraída de la capa producida por Borro et al. (2014) y Gayol et al. (2019), asignando a cada sitio el valor de uno de los píxeles de esta capa. En esos trabajos, las autoras utilizaron un enfoque basado en la frecuencia de cobertura de agua estimada sobre la serie temporal del período 1987-2014 del Índice de Vegetación de la Diferencia Normalizada (NDVI) derivado de imágenes de los satélites Landsat 5-TM y Landsat 8-OLI (resolución del píxel: 30 m).

Se evaluó el efecto de estas variables sobre los niveles de N, P y N:P foliar con modelos lineales generalizados mixtos (GLMM) (^{Zuur et al., 2009}). La familia e identidad de las especies vegetales fueron incluidas como variables aleatorias, y su significancia se evaluó con pruebas de razón de verosimilitud (prueba ranova, ^{Kuznetsova et al., 2017}). Del mismo modo se incluyó como variable aleatoria la fecha de muestreo (año y estación: 2010-primavera, 2011-verano, 2012-verano, 2028-verano). Se evaluaron los supuestos de normalidad de los residuos y de homogeneidad de las varianzas, y se analizó la existencia de outliers (Hartig, 2022). Para cada modelo final, se calcularon los coeficientes de determinación marginales (R² _m) y condicionales (R² _c): el R² _m representa la varianza explicada por los efectos fijos y el R² _c se interpreta como la varianza explicada por el modelo completo incluyendo efectos fijos y aleatorios (Nakagawa & Schielzeth, 2013; ^{Barton, 2023}). Los residuos de los modelos ajustados fueron analizados para descartar la existencia de estructura espacial en la variabilidad no explicada, utilizando las coordenadas planas de cada sitio de acuerdo con la proyección UTM Zona 20 S. Para los análisis estadísticos, se utilizó el programa R (R Core Team, 2020) y las librerías lme4 (^{Bates et al., 2015}), lmerTest (Kuznetsova et al., 2017), MuMIn (Barton, 2023), DHARMa (Hartig, 2022), gstat (Pebesma, 2004) y ggplot2 (Wickham, 2016).

Tabla 1 Especies y número de poblaciones analizadas en la planicie de inundación del Bajo Río Paraná. 

RESULTADOS

Las 131 poblaciones dominantes analizadas corresponden a 50 especies y 15 familias (Tabla 1). La variabilidad interespecífica fue mayor que la intraespecífica para N (t = -6,22; gl = 24; p < 0,0001), P (t = -2,98; gl = 19; p = 0,0039) y N:P (t = -1,92; gl = 19; p = 0,0352). La concentración foliar de N varió entre 0,47% en Pontederia azurea (Sw.) Kunth (Pontederiaceae) y 5,29% en Oplismenopsis najada (Hack. & Arechav.) Parodi (Poaceae) (Fig. 2A). Por otro lado, la concentración foliar de P varió entre 0,06% en Coleataenia prionitis (Nees) Soreng (Poaceae) y 0,52% en Enydra anagallis Gardner (Asteraceae) (Fig. 2B).

El N:P varió entre 2,18 y 25,02, con un valor medio de 9,30 y un desvío estándar de 4,29 (N=91 poblaciones) (Fig. 3). El valor mínimo de N:P fue encontrado en una población de Cyperus giganteus Vahl (Cyperaceae) y el valor máximo en una población de Tarenaya houtteana (Schltdl.) Soares Neto & Roalson (Cleomaceae). Según los valores umbral de Güsewell (2004), la población de Tarenaya houtteana (N:P = 25,02; N = 4,9% y P = 0,20%) estaría potencialmente limitada por P. Un total de 55 poblaciones tienen N:P < 10, lo que sugiere limitación por N. Entre ellas, 21 poblaciones de 11 especies son de la familia Poaceae y 9 poblaciones de tres especies son de la familia Cyperaceae. Las restantes 35 poblaciones (10 < N:P < 20), pertenecientes a 23 especies, tienen valores intermedios de N:P (Fig. 3).

Los resultados de los modelos lineales generalizados mixtos se resumen en la Tabla 2. Ni los nutrientes foliares ni el N:P estuvieron significativamente afectados por la frecuencia de inundación, el nivel hidrométrico medio en la fecha de muestreo, ni por la ubicación en una unidad o subunidad de paisaje de humedales.

Fig. 2 Concentración de nutrientes foliares por especie. Se presentan los valores porcentuales (mg/mg x 100) mínimos, medios y máximos por especie (1 a 11 poblaciones por especie), ordenados de menor a mayor valor medio. A, nitrógeno foliar (%), medido en 50 especies. B, fósforo foliar (%), medido en 41 especies. 

En el caso del N, la identidad de las especies contribuyó a explicar la mayor parte de la varianza (R² _c = 73,4% de la variabilidad de N; p < 0,0001 en la prueba ranova). En el caso de P y N:P, contribuyeron a explicar la variabilidad tanto la identidad de las especies como la fecha de muestreo (p < 0,0001 y p = 0,0004 respectivamente), y en ambos casos la identidad de las especies fue la que explicó la mayor parte de la variación. La familia a la que pertenece la especie fue en todos los casos menos explicativa de la variabilidad que la identidad de las especies, por lo cual no se incluyó en los modelos. El coeficiente de determinación del modelo final para el fósforo foliar P fue R² _c = 66,5% (porcentaje de la varianza explicada por la identidad de las especies y por la fecha de muestreo, ver detalle en Tabla 2), mientras que sólo las especies explicaron 56,3% y sólo la fecha de muestreo explicó el 12,8% de la variabilidad total. Para el N:P el R² _c fue 53,6% (Tabla 2) (sólo las especies explicaron el 53,6% y sólo la fecha de muestreo explicó el 36,4% de la variabilidad total).

No se observó la presencia de un patrón espacial en el N ni en los residuos de los modelos ajustados para P y para N:P, es decir, los nutrientes foliares de poblaciones geográficamente cercanas no son más similares o menos similares entre sí que lo esperado por azar.

Tabla 2 Resumen de los modelos lineales generalizados mixtos para N, P y N:P. En los tres casos los factores fijos evaluados no tuvieron efecto significativo, por lo que se informa la contribución a la varianza de los factores aleatorios Identidad de las especies y Fecha de muestreo. NS indica que el resultado no es estadísticamente significativo; R² _c es el coeficiente de determinación condicional. 

Fig. 3 N:P foliares medidos en 91 poblaciones de 41 especies, y valores críticos postulados por Güsewell (2004): limitación por N para N:P < 10; limitación por P para N:P > 20. 

DISCUSIÓN Y CONCLUSIONES

El valor medio del N:P (9,3, con un desvío estándar de 4,3) observado en este estudio es comparable al valor de referencia de otros humedales de agua dulce no forestados (N:P = 13,3, con alta variabilidad, en humedales de Europa tales como turberas, pastizales húmedos, interdunas o brezales húmedos; Güsewell & Koerselman, 2002). Sin embargo, para especies de plantas de marismas se han encontrado N:P más bajos (N:P = 7,5 ± 0,68; Bedford et al., 1999). Si se supone que los valores umbrales críticos propuestos por Koerselman & Meuleman (1996) son válidos para los humedales de la planicie de inundación del Paraná, la limitación por N afectaría al 86,8% de las poblaciones, mientras que -como criterio más conservador- si consideramos los umbrales de Güsewell (2004) el 60,4% de las poblaciones estaría limitada por N. Como indicador adicional, Güsewell y Koerselman (2002) encontraron que las plantas con concentraciones de P menores a 0,05 % (lo cual no observamos en nuestro estudio) siempre estaban limitadas por P, mientras que las plantas con concentración de P mayor a 0,10 % nunca estaban limitadas por P (lo cual sería cierto para el 95% de las poblaciones estudiadas). En el caso de Tarenaya houtteana, el N:P es alto (> 20) y la concentración de P es de 0,20%, por lo que sería necesario conducir experimentos de fertilización para evaluar si efectivamente está limitada por fósforo.

El potencial patrón predominante de limitación por N sería consistente con el informado en marismas en estudios previos (Bedford et al., 1999), así como con lo esperado en suelos jóvenes de clima templado (^{Reich & Oleksyn, 2004}) y con los valores previamente encontrados en tejidos de Cyperus giganteus (Cyperaceae) en el Delta Frontal (Villar et al., 1996). La limitación por N podría estar asociada con una menor eficiencia de uso de N en humedales, debido a la competencia entre la absorción por las plantas y los procesos biogeoquímicos (denitrificación y volatilización de amonio, entre otros) (Reddy et al., 1984). Sin embargo, es necesario tener cautela con las conclusiones sobre la potencial limitación de nutrientes, ya que resulta relevante validar los umbrales de N:P en la planicie del Paraná: los umbrales difieren en diferentes tipos de ecosistemas (cf. ^{Koerselman & Meuleman, 1996}; Verhoeven et al., 1996; Güsewell et al., 2003; Olde Venterink et al., 2003; Tessier & Raynal, 2003; ^{Dijk et al., 2012}) o incluso entre especies con distintas estrategias de vida (^{McJannet et al., 1995}; ^{Willby et al., 2001}).

La potencial limitación por N en gran parte de las poblaciones de macrófitas sería, además, particular para las condiciones hidrológicas en las que se ha realizado el estudio. Cabe señalar que para P y N:P aportó variabilidad no sólo la identidad de las especies sino también la fecha de muestreo. Futuros estudios deberían considerar la fenología de la vegetación, así como condiciones climáticas e hidrológicas contrastantes. Por ejemplo, ¿la sequía extrema de los años 2020-2021 impactó en la disponibilidad de P o en el N:P? En un contexto de cambios hidrológicos y climáticos, conocer la dinámica en la disponibilidad de nutrientes en los sedimentos y el agua mejoraría nuestro conocimiento sobre los posibles cambios en las propiedades de las comunidades de plantas, por ejemplo, en su estructura y en la distribución de especies. Asimismo, sería relevante analizar si ocurren cambios en los nutrientes foliares asociados a impactos antrópicos como las quemas, la fumigación o la construcción de canales y terraplenes que alteran el impacto local del régimen hidrológico. Este estudio provee una línea de base para futuros relevamientos o experimentos de fertilización.