Mlaștină sălbatică

De la Wikipedia, enciclopedia liberă.
Salt la navigare Salt la căutare
Element de verificat
Acest articol sau secțiune despre subiectul geografiei este considerat a fi verificat .
Motiv : numele (numele) italiene trebuie verificate. Pagina este o traducere a mlaștinii sărate care nu este neapărat sălbatică, în timp ce o mlaștină sălbatică nu este neapărat legată de maree
Alăturați-vă discuției și / sau corectați intrarea. Urmați sfaturile de proiectare de referință .
Mlaștină sălbatică în timpul valului scăzut , al valului scăzut mediu, al valului ridicat și al valului foarte mare ( valul de primăvară ).

O mlaștină salmatică , cunoscută și sub numele de mlaștină sărată de coastă sau mlaștină de maree, este un ecosistem de coastă din zona intertidală de coastă superioară dintre uscat și apă sărată deschisă sau apă sălbatică care este inundată în mod regulat de maree. Este dominat de așezări dense de floră halofitică, cum ar fi ierburi , Poaceae sau arbuști scăzuți. [1] [2] Aceste plante sunt de origine terestră și sunt esențiale pentru stabilitatea mlaștinii de apă sălbatică ca capcană și consolidare a sedimentelor . Planurile sărate joacă un rol important în lanțul alimentar acvatic și în transferul de substanțe nutritive în apele de coastă. De asemenea, susțin viața animalelor terestre și oferă protecție împotriva eroziunii de coastă.

Informatii de baza

O mlaștină sălbatică de estuar de -a lungul râului Heathcote, Christchurch , Noua Zeelandă
Laguna venețiană

Mlaștinile sărate se formează de-a lungul coastelor cu expunere redusă la valuri de furtună în zonele temperate și în regiunile polare [3], care pot fi stabile, emergente sau scufundate în funcție de sedimentarea mai mare decât, egală sau mai mică decât creșterea relativă a nivelului de mare ( tasări rata plus schimbarea nivelului mării), respectiv. În mod obișnuit, aceste litorale sunt formate din zone plate de noroi sau nisip (cunoscut și sub numele de câmpie mareică ) care sunt hrănite de sedimentele eliberate de râuri și cursuri de apă. [4] Aceste zone includ în mod obișnuit medii protejate, cum ar fi diguri, estuare și partea de sub insulă și linii de coastă . La tropice și subtropice sunt înlocuite de mangrove ; o zonă care diferă de o mlaștină salmatică prin faptul că, în loc de plante erbacee , speciile dominante sunt copacii toleranți la sare. [1]

Majoritatea mlaștinilor sălcii au o topografie scăzută cu cote reduse, dar o suprafață largă mare, ceea ce le face extrem de atractive pentru așezarea umană. [5] Mlaștinile salcam pot fi găsite între formațiuni de diferite tipuri, pe baza caracteristicilor lor fizice și geomorfologice. Astfel de formațiuni de mlaștină includ mlaștini delta , estuare, bariere în spate, țărmuri deschise, terasamente și mlaștini scufundate ( ría , cum ar fi Aveiro ). Mlaștinile deltei sunt asociate cu râuri mari și sunt frecvente în sudul Europei , precum Camargue , în Franța sau Delta Po sau Ebro în Spania . [2] În Noua Zeelandă , majoritatea mlaștinilor sălcii se găsesc la gura estuarelor în zonele în care există o acțiune mică a valurilor și sedimentare ridicată. [6] Aceste mlaștini se găsesc în Parcul Regional Awhitu din Auckland , Estuarul Manawatu și Estuarul Avon-Heathcote din Christchurch . Mlaștinile de barieră din spate sunt sensibile la remodelarea barierelor din partea de la sol din care au fost formate. Acestea sunt comune de-a lungul unei mari părți a coastei de est a Statelor Unite și a Insulelor Friziene . Adânciturile de coastă mari și de mică adâncime pot conține mlaștini salmastre, precum golfurile Morecambe și Portsmouth din Marea Britanie și Golful Fundy din Canada .

Mlaștinile salmastre sunt uneori incluse în lagune și diferența nu este foarte marcată; laguna venețiană , de exemplu, este populată de animale și / sau organisme vii aparținând aceluiași ecosistem și acestea au un impact mare asupra biodiversității zonei. Ecologia mlaștină sală implică pânze trofice complexe, care includ producători primari (plante vasculare, macroalge , diatomee , epifite și fitoplancton ), consumatori primari ( zooplancton , macrozoa , moluște , insecte ) și consumatori secundari. [7]

Energia limitată care afectează mediul înconjurător și ierburile înalte oferă un adăpost optim pentru animale. Mulți pești marini folosesc mlaștini salmastre ca pepinieră pentru puii lor înainte de a se deplasa în apă deschisă. Păsările își pot crește puii printre ierburi înalte, deoarece mlaștina oferă atât un refugiu împotriva prădătorilor, cât și surse abundente de hrană, cum ar fi peștii prinși în bazine, insecte, crustacei și diferiți viermi .[8]

Distributie la nivel mondial

Mlaștinile salmastre din 99 de țări (în esență în întreaga lume) au fost cartografiate de Mcowen și colab. 2017. [9] pentru un total de 5.495.089 hectare de zone sălbatice cartate. Estimarea este în regiunea inferioară a estimărilor anterioare (2,2-40 Mha). Cele mai mari mlaștini salmastre din lume se găsesc în afara tropicelor, în special de-a lungul coastelor joase, fără gheață, golfurilor și estuarelor din Atlanticul de Nord.

Formare

Formarea începe atunci când o câmpie de maree atinge un nivel mai mare decât nivelul mării ca urmare a acumulării de sedimente și, ulterior, viteza și durata inundațiilor de maree scad, astfel încât vegetația să poată coloniza pe suprafața expusă. [10] Sosirea propagulelor speciilor pioniere , cum ar fi semințele sau porțiunile de rizom , este combinată cu dezvoltarea unor condiții adecvate pentru germinarea lor și începutul procesului de colonizare. [11] Pe măsură ce râurile și cursurile de apă ajung la gradientul scăzut al platelor de maree, debitul este redus și sedimentele suspendate se așează pe suprafața câmpiei, ajutate de efectul de reflux cauzat de maree pe măsură ce crește. [4] Frunzele algelor filamentoase albastru-verzi pot atașa particule de sediment de mărimea nămolului și argilei la învelișurile lor lipicioase la contact [12] și care pot crește, de asemenea, rezistența la eroziune a sedimentelor. [13] Acest lucru ajută procesul de acumulare a sedimentelor și facilitează colonizarea speciilor (de exemplu, Salicornia spp.) Pentru a crește, aceste specii rețin sedimentele care provin de la creșterea mareelor ​​în jurul tulpinilor și frunzelor și formează movile joase noroioase, care se îmbină progresiv pentru a forma terase de depozitare, a căror creștere ascendentă este ajutată de o rețea subterană de rădăcini care leagă sedimentul. [14] Odată ce vegetația de pe terase este stabilită, captarea și acumularea suplimentară a sedimentelor pot permite o creștere rapidă ascendentă a suprafeței mlaștinii, astfel încât să existe o reducere rapidă a adâncimii și o prelungire a duratei inundației de maree. Ca urmare, speciile competitive care preferă altitudini mai mari decât nivelul mării pot locui în zonă și adesea se dezvoltă o succesiune de comunități de plante .

Inundații de maree și zonarea vegetației

O mlaștină de apă sălbatică de pe coasta Atlanticului din Connecticut .

Planurile sărate de coastă se pot distinge de habitatele terestre prin fluxul zilnic de maree care are loc și inundă sistematic zona. [1] Este un proces important în furnizarea mlaștinii de sedimente și substanțe nutritive și, pentru plante, de aprovizionare cu apă. [5] La cote mai mari în zona mlaștinii superioare, există un flux de maree mult mai mic, rezultând niveluri mai mici de salinitate . Salinitatea solului în zona mlaștină inferioară este destul de constantă datorită fluxului zilnic de maree. Cu toate acestea, în mlaștina superioară, variabilitatea salinității este indicată ca o consecință a inundațiilor mai puțin frecvente și a modificărilor climatice. Precipitațiile pot reduce salinitatea, iar evapotranspirația poate crește nivelul de salinitate în perioadele de secetă. În consecință, există microhabitate populate de diferite specii de floră și faună care ajung în funcție de capacitățile lor fiziologice. Flora unei mlaștini de apă sălbatică se diferențiază în niveluri pe baza toleranței individuale a plantelor față de salinitate și nivelurile apelor subterane. Vegetația găsită în apă trebuie să poată supraviețui concentrațiilor ridicate de sare, imersiei periodice și o anumită cantitate de mișcare a apei, în timp ce plantele cele mai interioare ale mlaștinii pot fi uneori supuse condițiilor de secetă, la un conținut redus de nutrienți. S-a constatat că zonele umede superioare limitează speciile prin concurență și lipsa protecției habitatului, în timp ce zonele umede inferioare sunt determinate de capacitatea plantelor de a tolera stresurile fiziologice, cum ar fi salinitatea, imersiunea în apă și nivelurile scăzute de oxigen. [15] [16]

Zonă mare de mlaștină în Parcul marin Salt Marsh Nature Center din Brooklyn , NY

Mlaștina sălbatică din New England este supusă unor puternice influențe ale mareelor ​​și prezintă modele de zonare distincte. [16] În zonele joase ale mlaștinii, cu inundații de la maree, domină o monocultură de Spartina netedă, Spartina alterniflora , apoi, îndreptându-se spre uscat, zone de fân, Spartina patens , Juncus roemerianus , Juncus gerardii și arbustul Iva frutescens . [15] Toate aceste specii au toleranțe diferite, ceea ce face ca diferitele zone de-a lungul mlaștinii să fie mai potrivite pentru fiecare dintre ele.

Diversitatea speciilor de plante este relativ scăzută, deoarece flora trebuie să fie tolerantă la sare, imersie totală sau parțială și substrat de noroi anoxic. Cele mai frecvente plante salatice de mlaștină sunt Salicornia spp. și Spartina, care au o distribuție la nivel mondial. Sunt adesea primele plante care colonizează o câmpie de maree și inițiază lanțul trofic. Lăstarii lor ridică principalul flux de maree deasupra suprafeței noroiului, în timp ce rădăcinile lor se răspândesc în substrat și stabilizează noroiul lipicios și îl îmbogățesc cu oxigen, astfel încât și alte plante să se poată așeza. Plantele precum lavanda de mare ( Limonium spp.), Plantain ( Plantago spp.) Și diferite Cyperaceae și papură cresc numai odată ce noroiul a fost vegetat de speciile pioniere .

Mlaștinile salmastre sunt destul de active din punct de vedere fotosintetic și constituie un habitat extrem de productiv. Acestea acționează ca depozite pentru o cantitate mare de materie organică și sunt umplute cu materiale în descompunere, care alimentează un lanț alimentar larg de organisme de la bacterii la mamifere. Multe plante halofitice, cum ar fi spartina, nu sunt deloc pășunate de animale superioare, ci mor și se descompun pentru a deveni hrană pentru microorganisme, care la rândul lor devin hrană pentru pești și păsări.

Captarea sedimentelor, acumularea și rolul intrărilor de maree

Bloody Marsh în Georgia, SUA

Factorii și procesele care influențează viteza și distribuția spațială a depunerii de sedimente în mlaștina salmatică sunt numeroși. Depunerea sedimentului poate apărea atunci când speciile de mlaștină oferă o suprafață pe care sedimentele pot adera, urmată de depunerea pe suprafața mlaștinei atunci când plantele se lasă în timpul fluxului de maree. [10] Cantitatea de sedimente care aderă la vegetația mlaștinilor salmastre depinde de tipul de specii adăpostite în mlaștină, de apropierea speciei de originea sedimentelor, de cantitatea de biomasă a plantelor și de înălțimea speciei . [17]

De asemenea, speciile de mlaștină sală facilitează acumularea sedimentelor prin scăderea debitelor și încurajarea sedimentării să se stabilizeze prin precipitarea din suspensie. [10] Viteza poate fi redusă, deoarece tulpinile speciilor de mlaștină cresc rezistența hidraulică, cu efectul de a minimiza resuspendarea sedimentelor și de a încuraja depunerea sedimentelor. [18] Concentrațiile de sedimente suspendate în coloana de apă s-au dovedit a scădea din apele deschise sau din fluxurile de maree adiacente marginii mlaștinii pe măsură ce se deplasează spre interiorul mlaștinii [17] [19].

Inundațiile și depunerea sedimentelor pe suprafața mlaștinii sunt, de asemenea, ajutate de scurgerea mareelor [19], care este o caracteristică comună a mlaștinilor salmastre. [4] [10] [14] [20] Formele lor tipice dendritice și întortocheate sunt căi preferențiale pentru inundații cu maree mare și mlaștină, precum și pentru drenarea apei și pot facilita o sedimentare mai mare în comparație cu mlaștina sălbatică care limitează zona deschisă mare. Depunerea sedimentelor este legată de mărimea lor: sedimentele mai grosiere se vor așeza la altitudini mai mari (mai aproape de râu) decât sedimentele mai fine (care sunt transportate mai departe de râu). Mărimea sedimentului este, de asemenea, adesea legată de anumite metale urme și, prin urmare, intrările de maree pot afecta distribuția și concentrațiile metalelor în săruri, afectând la rândul lor biocoenoză . [21] Mlaștinile salmastre nu necesită, totuși, fluxuri de maree pentru a facilita fluxul sedimentelor pe suprafața lor [18], deși mlaștinile sălbatice cu această morfologie par să fi fost rareori studiate.

Înălțimea de plantare a speciilor de mlaștină este importantă; speciile la altitudini mai mici suferă inundații de maree mai prelungite și mai frecvente și, prin urmare, fac posibilă o depunere mai mare de sedimente. [17] [22] Speciile la altitudini mai mari beneficiază de inundații la maree mai mari atunci când adâncimile apei și fluxurile de suprafață ale mlaștinii pot pătrunde în mlaștină. [19]

Impactul omului

Spartina alterniflora . Născut pe coasta de est a Statelor Unite, este considerat un dăunător în nord-vestul Pacificului

Coasta este o locație naturală foarte atractivă pentru oameni datorită frumuseții, resurselor și accesibilității sale. Începând cu 2002, se estimează că peste jumătate din populația lumii trăiește la mai puțin de 60 km de țărmul litoral, [2] făcând coastele extrem de vulnerabile la efectele rezultate din activitățile zilnice ale omului, care pun presiune asupra acestor medii naturale înconjurătoare. În trecut, mlaștinile salmastre erau percepute ca „pustii” de coastă, provocând pierderi semnificative și provocând schimbări în aceste ecosisteme prin recuperarea terenurilor pentru agricultură , dezvoltare urbană , producția de sare și recreere . [5] [23] [24] Efectele indirecte ale activităților umane, cum ar fi încărcarea azotului , joacă, de asemenea, un rol important în zona mlaștinii salmastre.

Stingerea și călirea

Recuperarea terenurilor pentru agricultură prin transformarea mlaștinilor în terenuri emergente a fost din punct de vedere istoric o practică obișnuită. [5] Barajele au fost adesea construite pentru a permite această schimbare a condițiilor de teren și pentru a asigura protecția împotriva inundațiilor în interiorul țării. În ultima vreme, spațiile intertidale au fost, de asemenea, recuperate. [25] Timp de secole, vitele , cum ar fi oile și vitele, au pășunat pe mlaștinile fertile. [1] [26] Recuperarea terenurilor pentru agricultură a dus la numeroase modificări în structura vegetației, sedimentare, salinitate, fluxul de apă, pierderea biodiversității și cantități mari de nutrienți. Au existat numeroase încercări de a corecta aceste probleme, de exemplu, în Noua Zeelandă, Spartina anglica a fost introdusă din Anglia la gura râului Manawatu în 1913 pentru a încerca să recupereze terenuri din estuar și să le folosească pentru agricultură. [6] A existat o schimbare a structurii de la nivelul mareelor ​​expuse pășunilor, rezultată din sedimentarea mai mare, iar Spartina a fost introdusă în alte estuare din Noua Zeelandă. Plantele și animalele native s-au luptat să supraviețuiască în timp ce non-nativii au intrat în competiție. Se fac eforturi pentru a elimina aceste specii de Spartina, deoarece daunele sunt recunoscute încet.

În estuarul Blyth, Suffolk , estul Angliei, reclamațiile medi-estuare (mlaștinile Angel și Bulcamp), care au fost abandonate în anii 1940, au fost înlocuite de apartamente de maree cu soluri compacte pentru uz agricol acoperite cu o furnir subțire de nămol. În ultimii 60-75 de ani, a existat o colonizare redusă a vegetației și a fost atribuită unei combinații de înălțime limitată pentru dezvoltarea speciilor pioniere și drenaj slab din solurile agricole compactate care servesc drept pânză freatică . [27] Solurile terestre de această natură trebuie să se adapteze de la apă proaspătă interstițială la o extremă la soluție salină printr-o schimbare progresivă a chimiei și structurii solului, însoțită de depuneri proaspete de sedimente estuarine, înainte ca vegetația mlaștinilor sălcii să se poată stabili. [11] Structura vegetației, bogăția speciilor și compoziția comunității vegetale a mlaștinilor salmastre regenerate în mod natural din terenurile agricole recuperate pot fi comparate cu mlaștinile salmastre de referință adiacente pentru a evalua rezultatul regenerării mlaștinilor. [28]

Agricultura din amonte

Cultivarea terenurilor în amonte de mlaștina salmatică poate crește aprovizionarea cu nămol și crește rata de depunere a sedimentelor primare în apartamentele de maree, astfel încât speciile pioniere se pot răspândi mai departe pe zonele joase și să crească rapid spre lateral. În consecință, suprafețele de mlaștină din acest regim pot avea o stâncă largă la marginea lor spre mare. [29] La estuarul Plum Island , Massachusetts (SUA), nucleele stratigrafice au dezvăluit că, în secolele al XVIII-lea și al XIX-lea, mlaștina a progresat pe medii subtidale și noroioase pentru a crește în zonă de la 6 km 2 la 9 km 2 după ce coloniștii europeni au curățat debarcă în amonte și crește rata de aprovizionare cu sedimente. [30]

Dezvoltare urbană și încărcare de azot

Chaetomorpha Linum este o algă comună în mlaștinile salmastre.

Conversia regiunii mlăștinoase într-o zonă emergentă pentru uz agricol a fost umbrită de conversia pentru dezvoltarea urbană. Orașele de coastă din întreaga lume au invadat fostele zone umede și, în Statele Unite, creșterea orașelor a privit mlaștinile sărate ca locuri de eliminare a deșeurilor. Poluarea estuarelor datorită substanțelor organice, anorganice și toxice provenite din dezvoltarea urbană sau industrializare este o problemă globală [25], iar sedimentele din mlaștinile sălcii pot duce efectul acestei poluări toxice până la a afecta florile și faunele. [29] Dezvoltarea urbană a zonelor salmastre a fost încetinită începând cu aproximativ 1970 din cauza răspândirii de către diferite grupuri de mediu a conștientizării faptului că aceste ecosisteme au fost deosebit de benefice. [5] Sunt ecosisteme extrem de productive și atunci când productivitatea netă este măsurată în gm −2 ani −1 sunt potrivite doar de pădurile tropicale tropicale. În plus, acestea pot contribui la reducerea eroziunii valurilor pe recifele marine concepute pentru a proteja zonele terestre joase de eroziunea valurilor. [11]

Deznaturalizarea limitelor terestre ale mlaștinilor sărate ca o consecință a invaziei urbane sau industriale poate avea efecte negative. În estuarul Avon-Heathcote / Ihutai, Noua Zeelandă, abundența speciilor și proprietățile fizice ale țărmurilor înconjurătoare au fost strâns legate și cea mai mare parte a mlaștinii sălcii s-a dezvoltat de-a lungul zonelor cu margini naturale în izvoarele râului Avon și Heathcote; dimpotrivă, marginile artificiale conțineau puțină vegetație mlaștină și o dezvoltare limitată spre uscat. [31] Mlaștinile rămase care înconjoară aceste zone urbane sunt, de asemenea, sub o presiune enormă din partea populației umane, deoarece îmbogățirea azotului indusă de om intră în ciclul acestor habitate. Încărcarea azotului uman afectează indirect mlaștinile sărate, provocând modificări în structura vegetației și invazia speciilor extraterestre. [15]

Impacturile umane, cum ar fi canalizarea, canalizarea municipală, deșeurile agricole și industriale, se revarsă în mlaștini din surse înconjurătoare. Mlaștinile salmastre au un conținut scăzut de azot [15] [32] și, cu un nivel crescut de substanțe nutritive care intră în sistem din cauza efectelor antropice, speciile de plante asociate acestor mlaștini sunt modificate ca urmare a modificărilor concurenței. [5] De exemplu, mlaștina din New England se confruntă cu o înlocuire a structurii vegetației în virtutea căreia S. alterniflora se răspândește din mlaștina inferioară, unde se află predominant, în zona mlaștinii superioare. De asemenea, în aceleași mlaștini, stuful Phragmites australis a invadat zona extinzându-se spre mlaștinile inferioare și devenind o specie dominantă. P. australis este un halofil agresiv care poate invada zonele perturbate în număr mare. depășind plantele native. [33] [34] Această pierdere a biodiversității nu se găsește numai în floră, ci și la multe animale, cum ar fi insectele și păsările, deoarece habitatul și resursele lor alimentare sunt modificate.

Nivelul mării creste

În urma topirii gheții din poli, expansiunea termică a oceanelor care sunt consecințe ale încălzirii globale, nivelul mării crește. Ca și în cazul tuturor coastelor, această creștere va afecta probabil negativ și mlaștinile sălcii, provocând inundații și eroziune. [35] Creșterea nivelului mării va crește, de fapt, apa liberă în interiorul mlaștinii, iar acest lucru va determina o creștere a eroziunii marginilor și progresiv mlaștina se va transforma într-o linie de coastă normală. [36]

În timp ce mlaștinile salmastre sunt sensibile la amenințările legate de creșterea nivelului mării, ele sunt, de asemenea, un ecosistem de coastă extrem de dinamic. Mlaștinile pot avea într-adevăr capacitatea de a ține pasul cu creșterea nivelului mării, până în 2100, nivelul mediu al mării ar putea arăta o creștere între 0,6 și 1,1 m. [37] Mlaștinile sunt sensibile atât la eroziune, cât și la depunerea sedimentelor, care joacă un rol într-un așa - numit feedback bio-geomorfologic . [38] Vegetația mlaștină sală captează sedimentele pentru a le reține în sistem, ceea ce la rândul său permite plantelor să crească mai bine și, prin urmare, plantele își cresc capacitatea de a prinde sedimentele și de a acumula mai multă materie organică. Această buclă de feedback pozitiv permite nivelurilor de fund ale mlaștinii să țină pasul cu creșterea nivelului mării. Cu toate acestea, acest feedback depinde și de alți factori, cum ar fi productivitatea vegetației, aprovizionarea cu sedimente, cedarea solului, acumularea de biomasă și amploarea și frecvența furtunilor. Într-un studiu publicat de USN Best în 2018, bioacumularea sa dovedit a fi principalul factor în determinarea abilității unei mlaștini salmastre de a ține pasul cu creșterea nivelului mării. Reziliența mlaștinii salmastre depinde dacă rata de creștere a nivelului patului este mai mare decât rata de creștere a nivelului mării, altfel mlaștina va fi depășită și înecată.

Acumularea de biomasă poate fi măsurată sub forma acumulării de biomasă organică supraterană și a acumulării anorganice subterane prin prinderea sedimentelor și depunerea sedimentelor din suspensie. [39] Vegetația mlaștină sălbatică ajută la accelerarea depunerii sedimentelor prin încetinirea vitezei curenților interni, perturbând vârtejurile turbulente și ajută la disiparea energiei valurilor. Speciile de plante de mlaștină ( halofite ) sunt cunoscute pentru toleranța lor la expunerea crescută la sare cauzată de inundațiile continue ale mlaștinilor. Speciile halofite joacă un rol crucial în biodiversitatea mlaștinilor de apă sălbatică și a potențialului lor de adaptare la niveluri ridicate ale mării. Cu un nivel ridicat al mării, vegetația mlaștinii sărate ar fi probabil mai expusă la inundații mai frecvente și va trebui să fie adaptabilă sau tolerantă la creșterea rezultată a nivelurilor de salinitate și a condițiilor anaerobe . Există o limită comună de înălțime (deasupra nivelului mării) pentru supraviețuirea acestor plante: în cazul în care orice punct sub linia optimă ar duce la soluri anoxice datorită imersiunii constante, un nivel prea ridicat deasupra acestei linii ar însemna deteriorarea nivelurilor de salinitate a solului din cauza rata mare de evapotranspirație datorată scăderii timpului de scufundare. Odată cu acumularea verticală a sedimentelor și a biomasei, trebuie luat în considerare și spațiul de cazare pentru creșterea mlaștinilor. Spațiul de așezare este terenul disponibil pentru depozite suplimentare de sedimente și posibilitatea colonizării vegetației mlaștine prin extinderea laterală. [40] Acest spațiu de așezare lateral este adesea limitat de structuri antropice, cum ar fi drumuri de coastă, bariere de protecție, diguri și alte forme de așezare terestră de coastă. Un studiu realizat de Lisa M. Schile, publicat în 2014 [41] raportează că, pentru o serie de rate diferite de creștere a nivelului mării, mlaștinile cu productivitate ridicată a plantelor au fost rezistente la această creștere, dar toate au atins un vârf în care spațiul pentru colonizarea laterală a devenit indispensabil pentru supraviețuirea continuă. Prezența spațiilor laterale permite formarea unui nou habitat mediu / înalt și previne inundarea completă a mlaștinilor.

Controlul țânțarilor

La începutul secolului al XX-lea, se credea că mlaștinile drenante ar contribui la reducerea populației de țânțari , cum ar fi Aedes taeniorhynchus , țânțarul negru de mlaștină salmatică . În multe locații, în special în nord-estul Statelor Unite, locuitorii și agențiile locale și de stat au săpat șanțuri drepte adânci în mlaștini. Rezultatul final a fost însă o epuizare a habitatului killifish . Kishifish-ul este un prădător de țânțari, astfel încât pierderea habitatului a condus de fapt la populații mai mari de țânțari și a afectat negativ păsările vaduroase care au prădat killifish-ul. Aceste șanțuri pot fi încă văzute, în ciuda unor eforturi de a umple șanțurile. [42]

Crab erbivor și bioturbare

Crabul de noroi Helice crassa din Noua Zeelandă ocupă o nișă specială în ecosistemul mlaștinii sărate.

O absorbție mai mare de azot în frunzele speciilor de mlaștină poate duce la rate mai mari de creștere a frunzelor specifice lungimii și la creșterea ratelor erbivore ale crabilor. Neohelice granulata care coboară crabi frecventează mlaștinile sălcii din sud-vestul SUA și populațiile cu densitate mare pot fi găsite printre speciile de mlaștină Spartina densiflora și Sarcocornia perennis. În laguna Mării Chiquita, la nord de Mar del Plata , Argentina , hrănirea ierbivoră cu Neohelice granulata a crescut, probabil ca răspuns la valoarea nutrițională crescută a frunzelor de Spartina densiflora în zonele fertilizate, comparativ cu zonele nefertilizate. Indiferent dacă parcelele au fost fertilizate sau nu, pășunatul de Neohelice granulata a redus, de asemenea, ratele de creștere specifice frunzelor în timpul verii, crescând ratele lor de senescență specifice lungimii. Acest lucru poate fi ajutat de eficacitatea crescută a infecțiilor fungice prin răni cauzate de crabi. [43]

Nelle paludi di capo Cod , nel Massachusetts (USA), si assiste alla scomparsa delle popolazioni di Spartina spp , sulla sponde del torrente, che è stata attribuita al foraggiamento del granchio Sesarma reticulatum . Nei 12 siti palustri esaminati a capo Cod, il 10% - 90% delle rive del torrente ha avuto una moria di cordgrass in associazione con un grande denudamento del substrato e ad una alta densità di tane di granchio. Le popolazioni di Sesarma reticulatum sono in aumento, probabilmente a causa del degrado della rete alimentare costiera nella regione. [44] Le aree spoglie lasciate dall'intenso pascolo di cordgrass da parte del Sesarma reticulatum a capo Cod sono pronte per essere occupate da un altro granchio scavatore , Uca pugnax , che non è noto per consumare macrofite vive. L'intensa bioturbazione dei sedimenti della palude d'acqua salmastra a causa dell'attività scavatrice di questo granchio ha ridotto drasticamente la germinabilità dei semi di Spartina alterniflora e Suaeda maritima e la sopravvivenza delle piantine, sia per la sepoltura o invece l'esposizione dei semi, sia con lo sradicamento o la sepoltura di piantine stabilite. [45] Tuttavia, anche la bioturbazione dei granchi può avere un effetto positivo: in Nuova Zelanda, il granchio di fango Helice crassa è stato ribattezzato maestosamente "ingegnere dell'ecosistema" per la sua capacità di costruire nuovi habitat e alterare la disponibilità di nutrienti ad altre specie. Le loro tane forniscono una via per il trasporto dell'ossigeno disciolto nell'acqua attraverso il sedimento ossigenato delle pareti della tana e nel sedimento anossico circostante, che crea l'habitat perfetto per i particolari batteri del ciclo dell'azoto. Questi batteri che riducono i nitrati (denitrificanti) consumano rapidamente l'ossigeno disciolto che penetra nelle pareti della tana per creare uno strato di fango tossico più sottile di quello sulla superficie del fango. Ciò consente un percorso di diffusione più diretto per l'esportazione di azoto (sotto forma di azoto gassoso (N 2 )) nell'acqua di marea di lavaggio. [46]

Rigenerazione e gestione

Salicornia spp. una specie endemica nella zona palustre alta .

Da quando le paludi d'acqua salmastra venivano percepite come "terra desolata" i tempi sono cambiati, e ora sono riconosciuti come uno degli habitat più biologicamente produttivi sulla terra, rivaleggiando con le foreste pluviali tropicali . Le paludi d'acqua salmastra sono importanti dal punto di vista ecologico e forniscono un habitat per i pesci migratori autoctoni e fungono da zona protetta di nutrimento e vivaio. [24] Ora sono protetti dalla legislazione in molti paesi [47] , negli Stati Uniti e in Europa, sono ora garantiti un elevato livello di protezione rispettivamente dal Clean Water Act e dalla Direttiva Habitat . Ora che l'impatto di questo habitat e la sua importanza sono compresi, si è creato un crescente interesse per il ripristino delle paludi salmastre, attraverso il ritiro gestito o la bonifica della terra. Tuttavia, molti paesi asiatici come la Cina devono invece ancora riconoscere il valore delle paludi: con le loro popolazioni in costante crescita e l'intenso sviluppo lungo la costa, il valore delle paludi salmastre tende a essere ignorato e la terra continua a essere bonificata. [5]

Bakker et al. (1997) [48] suggeriscono due opzioni disponibili per la rigenerazione delle paludi salmastre. La prima è quella di abbandonare ogni interferenza umana e lasciare che la palude completi il suo sviluppo naturale. Questi tipi di progetti di restauro hanno spesso esito negativo poiché la vegetazione tende a lottare per ritornare alla sua struttura originale ei cicli di marea naturali vengono modificati a causa dei cambiamenti del terreno. La seconda opzione suggerita da Bakker et al. (1997) è quella di ripristinare l'habitat distrutto al suo stato naturale o nel sito originale o in sito sostitutivo diverso. In condizioni naturali, il recupero può richiedere da 2 a 10 anni o anche più a seconda della natura e del grado di disturbo e della relativa maturità della palude coinvolta. [47] Le paludi nelle loro fasi pionieristiche di sviluppo si riprenderanno più rapidamente delle paludi mature in quanto sono spesso le prime a colonizzare la terra. È importante notare che il restauro può spesso essere accelerato attraverso il reimpianto della vegetazione autoctona.

Canna selvatica ( Phragmites australis ) una specie invasiva in paludi degradate negli Stati Uniti nord-orientali.

Quest'ultimo approccio è spesso il più praticato e generalmente ha più successo rispetto al consentire semplicemente all'area di riprendersi naturalmente da sola. Le paludi salmastre nello stato del Connecticut, negli Stati Uniti, sono state a lungo un'area perduta destinata a essere riempita e dragata. A partire dal 1969, fu introdotto il Tidal Wetland Act che terminò questa pratica [34] ma nonostante l'introduzione di questa misura, il sistema si stava ancora degradando a causa delle alterazioni del flusso di marea. Un'area emblematica del Connecticut è la palude di Barn Island; queste paludi furono arginate durante il periodo 1946-66 e la palude passò a uno stato d'acqua dolce e divenne dominata dalle specie invasive P. australis , Typha angustifolia e T. latifolia che hanno una scarsa connessione ecologica con l'area.

Nel 1980, fu messo in atto un programma di restauro che è in corso da oltre 20 anni. [34] Questo programma ha mirato a ricollegare le paludi restituendo il flusso di marea, le funzioni e le caratteristiche ecologiche delle paludi al loro stato originale. Nel caso di Barn Island, sono iniziate a diminuire le specie invasive, ripristinando la vegetazione palustre e le specie animali come pesci e insetti. Questo esempio evidenzia che sono necessari considerevoli tempi e sforzi per ripristinare efficacemente i sistemi di questo tipo. I tempi di recupero della palude possono dipendere anche dalla fase di sviluppo della palude; dal tipo e dall'entità del disturbo; dalla posizione geografica e dai fattori di stress ambientale e fisiologico cui sono sottoposte la flora e la fauna associate alla palude.

Sebbene siano stati fatti molti sforzi per ripristinare le paludi salmastre in tutto il mondo, sono necessarie ulteriori ricerche. Ci sono state molte battute d'arresto e problemi associati al ripristino delle paludi che richiedono un attento monitoraggio a lungo termine. Le informazioni riguardanti tutti i componenti dell'ecosistema della palude d'acqua salmastra devono essere comprese e monitorate, dalla sedimentazione, i nutrienti e le influenze sulle maree, ai modelli di comportamento e alle tolleranze delle specie di flora e fauna. [47] Una volta acquisita una migliore comprensione di questi processi, non solo a livello locale, ma su scala globale, sarà possibile attuare più solidi e pratici sforzi di gestione e ripristino per preservare queste preziose paludi e riportarle al loro stato originale.

Fintanto che gli uomini sono insediati lungo le coste, ci sarà sempre la possibilità di disturbi indotti dall'uomo, nonostante il numero di sforzi di ripristino che si intendano attuare. Dragaggio, condutture per risorse petrolifere off-shore , costruzione di autostrade, sversamenti di sostanze tossiche accidentali o semplice negligenza sono esempi determineranno ora e in futuro le principali influenze del degrado delle saline. [47]

Cozza atlantica a coste , trovata nelle paludi basse

Oltre a ripristinare e gestire i sistemi di paludi d'acqua salmastra sulla base di principi scientifici, dovrebbe essere colta l'occasione per educare il pubblico sulla loro importanza biologica e il loro ruolo di fungere da cuscinetto naturale per la protezione dalle inondazioni. [24] Poiché le paludi salmastre si trovano spesso vicino alle aree urbane, è probabile che ricevano più visitatori rispetto alle zone umide remote. Vedendo fisicamente la palude, è più probabile che le persone se ne accorgano e siano più consapevoli dell'ambiente che le circonda.

Metodi di ricerca

Esiste una gamma diversificata e una varietà di metodologie impiegate per comprendere le dinamiche idrologiche nelle paludi salmastre e la loro capacità di intrappolare e accrescere i sedimenti. Le trappole per sedimenti vengono spesso utilizzate per misurare i tassi di accrescimento della superficie palustre quando sono necessarie installazioni a breve termine (ad es. meno di un mese). Queste trappole circolari sono costituite da filtri pre-tarati che sono ancorati alla superficie della palude, quindi essiccati in un laboratorio e ripesati per determinare il sedimento depositato totale. [19] [20] Per studi a più lungo termine (ad es. oltre un anno), i ricercatori possono preferire misurare l'accrescimento dei sedimenti con rilevamenti grafici di strati facilmente identificabili. Gli orizzonti di questo tipo sono costituiti da un minerale come il feldspato , che viene sepolto a una profondità nota all'interno dei substrati delle zone umide per registrare l'aumento del substrato sovrastante durante lunghi periodi di tempo. [22]

Per misurare la quantità di sedimenti sospesi nella colonna d'acqua, è possibile versare campioni manuali o automatizzati di acqua di marea attraverso filtri pre-pesati in un laboratorio, quindi essiccarli per determinare la quantità di sedimento per volume di acqua. Un altro metodo per stimare le concentrazioni di sedimenti sospesi è misurare la torbidità dell'acqua usando sonde ottiche di retrodiffusione, che possono essere calibrate rispetto a campioni d'acqua contenenti una concentrazione di sedimenti sospesi nota per stabilire una relazione di regressione tra i due. [17]

Le elevazioni della superficie palustre possono essere misurate con una stadia , un teodolite elettronico, un sistema di posizionamento globale cinematico in tempo reale, una livella laser o misuratore di distanza elettronico ( tacheometro ). Le dinamiche idrologiche comprendono la profondità dell'acqua, misurata automaticamente con un trasduttore di pressione , o con un picchetto di legno marcato, [18] e la velocità dell'acqua, spesso si misura utilizzando misuratori a corrente elettromagnetica.

Note

  1. ^ a b c d Adam, P (1990). Saltmarsh Ecology. Cambridge University Press. New York.
  2. ^ a b c Woodroffe, CD (2002). Coasts: form, process and evolution. Cambridge University Press. New York.
  3. ^ Allen, JRL, Pye, K (1992). Saltmarshes: morphodynamics , conservation, and engineering significance. Cambridge University Press. Cambridge, UK.
  4. ^ a b c Chapman, VJ (1974). Salt marshes and salt deserts of the world. Phyllis Claire Chapman, Germany.
  5. ^ a b c d e f g Bromberg-Gedan, K., Silliman, BR, and Bertness, MD (2009). Centuries of human driven change in salt marsh ecosystems, Annual Review of Marine Science , 1: 117–141.
  6. ^ a b Te Ara – The Encyclopedia of New Zealand (2005–2010). Plants of the Estuary. Retrieved 15 March 2010, from http://www.teara.govt.nz/en/estuaries/3
  7. ^ Vernberg, FJ 1993. Salt-Marsh Processes: A Review. Environmental Toxicology and Chemistry 12:2167–2195.
  8. ^ Scott, DB, J. Frail-Gauthier, and PJ Mudie. 2014. Coastal wetlands of the world: geology, ecology, distribution and applications. Cambridge University PressNew York, NY
  9. ^ ( EN ) Chris Mcowen, Lauren Weatherdon e Jan-Willem Bochove, A global map of saltmarshes , in Biodiversity Data Journal , vol. 5, n. 5, 21 marzo 2017, pp. e11764, DOI : 10.3897/bdj.5.e11764 , ISSN 1314-2828 ( WC · ACNP ) , PMID 28765720 .
  10. ^ a b c d Pethick, J. (1984). An introduction to coastal geomorphology. Edward Arnold, London.
  11. ^ a b c Boorman, L., Hazelden, J., and Boorman, M. (2002). New salt marshes for old – salt marsh creation and management. The Changing Coast , EUROCAST/EUCC, EUROCOAST Littoral 2002: Porto, Portugal; 35–45.
  12. ^ Ginsburg, RN, and Lowenstam, HA (1958). The influence of marine bottom communities on the depositional environment of sediments. The Journal of Geology , 66: (3), 310–318.
  13. ^ Aspden, RJ, Vardy, S. and Paterson, DM (2004). Salt marsh microbial ecology: microbes, benthic mats and sediment movement. In Fagherazzi, S., Marani, M. and Blum, LK (Eds), The Ecogeomorphology of Tidal Marshes (pp. 115–136). American Geophysical Union, Washington, DC.
  14. ^ a b Bird, E. (2008). Coastal geomorphology: an introduction. John Wiley & Sons Ltd, West Sussex, England.
  15. ^ a b c d Bertness, MD, Ewanchuk, PJ, Silliman, BR (2002). Anthropogenic modification of New England salt marsh landscapes. Proceedings of the National Academy of Sciences 99(3): 1395–1398.
  16. ^ a b Rand, TA (2000). Seed Dispersal, Habitat Suitability and the Distribution of Halophytes across a Salt Marsh Tidal Gradient. Journal of Ecology 88(4): 608–621.
  17. ^ a b c d Li, H. and Yang, SL (2000). Trapping effect of tidal marsh vegetation on suspended sediment, Yangtze Delta. Journal of Coastal Research , 25: (4), 915–924
  18. ^ a b c Shi, Z., Hamilton, LJ and Wolanski, E. (2000). Near-bed currents and suspended sediment transport in saltmarsh canopies. Journal of Coastal Research , 16: (3), 908–914.
  19. ^ a b c d Reed, DJ, Spencer, T., Murray, AL, French, JR and Leonard, L. (1999). Marsh surface sediment deposition and the role of tidal creeks: implications for created and managed coastal marshes. Journal of Coastal Conservation , 5: (1), 81–90.
  20. ^ a b Wood, N. and Hine, AC (2007). Spatial trends in marsh sediment deposition within a microtidal creek system, Wacasassa Bay, Florida. Journal of Coastal Research , 23: (4), 823–833.
  21. ^ ( EN ) Si Chen e Raymond Torres, Effects of Geomorphology on the Distribution of Metal Abundance in Salt Marsh Sediment , in Estuaries and Coasts , vol. 35, n. 4, 21 marzo 2012, pp. 1018-1027, DOI : 10.1007/s12237-012-9494-y , ISSN 1559-2723 ( WC · ACNP ) .
  22. ^ a b Cahoon, DR, White, DA and Lynch, JC (2011). Sediment infilling and wetland formation dynamics in an active crevasse splay of the Mississippi River delta. Geomorphology , 131: 57–68.
  23. ^ Hinde, HP (1954). The Vertical Distribution of Salt Marsh Phanerogams in Relation to Tide Levels. Ecological Monographs 24(2): 209–225.
  24. ^ a b c King, SE, Lester, JN (1995). The Value of Salt Marsh as a Sea Defence. Marine Pollution Bulletin 30(3): 180–189.
  25. ^ a b Long, SP and Mason, CF (1983). Saltmarsh ecology. Blackie & Son Ltd, Glasgow.
  26. ^ Andresen, H, Bakker, JP, Brongers, M, Heydemann, B, Irmler, U (1990). Long-term changes to salt marsh communities by cattle grazing. Vegetatio 89: 137–148.
  27. ^ French, JR and Burningham, H. (2003). Tidal marsh sedimentation versus sea-level rise: a southeast England estuarine perspective, Proceedings Coastal Sediments , 1–13.
  28. ^ Angus, G. and Wolters, M. (2008). The natural regeneration of salt marsh on formerly reclaimed land. Applied Vegetation Science , 11: 335–344.
  29. ^ a b Ranwell, DS (1972). Ecology of salt marshes and sand dunes. Chapman and Hall Ltd, London.
  30. ^ Kirwan, ML, Murray, AB, Donnelly, JP and Corbett, D. (2011). Rapid wetland expansion during European settlement and its implication for marsh survival under modern sediment delivery rates. Geological Society of America , 39: (5), 507–510.
  31. ^ Jupp, K. (2007). Establishing a physical and biological basis for salt marsh restoration and management in the Avon-Heathcote Estuary. Christchurch, University of Canterbury.
  32. ^ Langis, R, Zalejko, M, Zedler, JB (1991). Nitrogen Assessments in a Constructed and a Natural Salt Marsh of San Diego Bay. Ecological Applications 1(1): 40–51.
  33. ^ Chambers, RM, Meyerson, LA, Saltonstall, K (1999). Expansion of Phragmites australis into tidal wetlands of North America. Aquatic Botany 64: 261–273.
  34. ^ a b c Warren, RS, Fell, PE, Rozsa, R, Brawley, AH, Orsted, AC, Olson, ET, Swamy, V, Niering, WA (2002). Salt Marsh Restoration in Connecticut: 20 years of Science and Management. Restoration Ecology 10(3): 497–513.
  35. ^ Ivan Valiela, Javier Lloret e Tynan Bowyer, Transient coastal landscapes: Rising sea level threatens salt marshes , in Science of the Total Environment , 640–641, November 2018, pp. 1148-1156, Bibcode : 2018ScTEn.640.1148V , DOI :10.1016/j.scitotenv.2018.05.235 , PMID 30021280 .
  36. ^ ( EN ) Neil K. Ganju, Zafer Defne e Matthew L. Kirwan, Spatially integrative metrics reveal hidden vulnerability of microtidal salt marshes , in Nature Communications , vol. 8, 23 gennaio 2017, p. 14156, Bibcode : 2017NatCo...814156G , DOI : 10.1038/ncomms14156 , ISSN 2041-1723 ( WC · ACNP ) , PMID 28112167 .
  37. ^ Ü.SN Best, M. Van Der Wegen e J. Dijkstra, Do salt marshes survive sea level rise? Modelling wave action, morphodynamics and vegetation dynamics , in Environmental Modelling & Software , vol. 109, 2018, pp. 152-166, DOI : 10.1016/j.envsoft.2018.08.004 .
  38. ^ TJ Bouma, J. Van Belzen e T. Balke, Short-term mudflat dynamics drive long-term cyclic salt marsh dynamics , in Limnology and Oceanography , vol. 61, n. 2016, 2016, pp. 2261-2275, Bibcode : 2016LimOc..61.2261B , DOI : 10.1002/lno.10374 .
  39. ^ Runxiang Li, Qian Yu e Yunwei Wang, The relationship between inundation duration and Spartina alterniflora growth along the Jiangsu coast, China , in Estuarine, Coastal and Shelf Science , vol. 213, 2018, pp. 305-313, Bibcode : 2018ECSS..213..305L , DOI : 10.1016/j.ecss.2018.08.027 .
  40. ^ M. Schuerch, T. Spencer e S. Temmerman, Future response of global coastal wetlands to sea-level rise , in Nature , vol. 561, n. 7722, 2018, pp. 231-247, Bibcode : 2018Natur.561..231S , DOI : 10.1038/s41586-018-0476-5 , PMID 30209368 .
  41. ^ LM Schile, JC Callaway e JT Morris, Evaluating the Role of Vegetation, Sediment, and Upland Habitat in Marsh Resiliency , in PLOS ONE , vol. 9, n. 2, 2014, p. e88760, DOI : 10.1371/journal.pone.0088760 , PMID 24551156 .
  42. ^ Rhode Island Habitat Restoration, University of Rhode Island: http://www.edc.uri.edu/restoration/html/intro/salt.htm
  43. ^ Alberti, J., Cebrian, J., Casariego, AM, Canepuccia, A., Escapa, M. and Iribarne, O. (2011). Effects of nutrient enrichment and crab herbivory on a SW Atlantic salt marsh productivity. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology , 405: 99–104.
  44. ^ Holdredge, C., Bertness, MD and Altieri, AH (2008). Role of crab herbivory in die-off of New England salt marshes. Conservation Biology , 23: (3), 672–679.
  45. ^ Smith, SM and Tyrrell, MC (2012). Effects of mud fiddler crabs (Uca pugnax) on the recruitment of halophyte seedlings in salt marsh dieback areas of Cape Cod (Massachusetts, USA). Ecological Research , 27: 233–237.
  46. ^ Vopel, K. and Hancock, N. (2005). Marine ecosystems: more than just a crab hole. Water & Atmosphere , 13: (3), 18–19. Retrieved from: http://www.niwa.co.nz/sites/default/files/import/attachments/crab.pdf
  47. ^ a b c d Broome, SW, Seneca, ED, Woodhouse, WW (1988). Tidal Marsh Restoration. Aquatic Botany 32: 1–22.
  48. ^ Bakker, JP, Esselink, P, Van Der Wal, R, Dijkema, KS (1997). 'Options for restoration and management of coastal salt marshes in Europe,' in Urbanska, KM, Webb, NR, Edwards, PJ (eds), Restoration Ecology and Sustainable Development. Cambridge University Press, UK. p. 286-322.

Voci correlate

Altri progetti

Collegamenti esterni

Controllo di autorità LCCN ( EN ) sh85081597 · GND ( DE ) 4129722-2
Estratto da "https://it.wikipedia.org/w/index.php?title=Palude_salmastra&oldid=122025919 "