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MONITORIZACIÓN DE LOS ECOSISTEMAS DULCEACUÍCOLASMEDIANTE MÉTRICAS BASADAS EN DIATOMEAS

MONITORING FRESHWATER ECOSYSTEMS USING DIATOM-BASED METRICS


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CRISTINA CEJUDO FIGUEIRAS

MONITORIZACIÓN DE LOS ECOSISTEMAS DULCEACUÍCOLAS MEDIANTEMÉTRICAS BASADAS EN DIATOMEAS

MONITORING FRESHWATER ECOSYSTEMS USING DIATOM-BASED METRICS

Memoria de la Tesis presentada para optar al grado de Doctora en Ciencias Ambientales por la Universidad de León

Directores:

Dr. Saúl Blanco Lanza Área de Ecología

Universidad de León

Dr. Eloy Bécares Mantecón Área de Ecología

Universidad de León

León 2011


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Título: Monitorización de los ecosistemas dulceacuícolas mediante métricas basadasen diatomeas / Monitoring freshwater ecosystems using diatom based metrics.

Autora: Cristina Cejudo Figueiras. IMARENABIO, Universidad de León, La Serna, 58- 24007 León, España (Spain). Tel: (+34) 987293136. Fax: (+34) 987291563. E-mail:[email protected] , [email protected]

Fecha de publicación: Enero 2011Diseño de portada y contraportada: Héctor Martínez GarcíaCitar como: Cejudo-Figueiras C. 2011. Monitorización de los ecosistemasdulceacuícolas mediante métricas basadas en diatomeas / Monitoring freshwaterecosystems using diatom based metrics. Tesis Doctoral. Universidad de León. León,108pp.

Palabras clave: Bacillariophyta, nuevos taxones, distancia geográ ca, epi ton,diversidad, laguna. Key words: Bacillariophyta, new taxa, geographic distance, epiphyton, diversity,lake

“ Pocos objetos hay más hermosos quelos pequeños caparazones silíceos delas diatomeas: ¿fueron creadas éstas

para que pudiesen ser examinadasy admiradas con los mayoresaumentos del microscopio? ”

(Charles Darwin: El Origen de lasEspecies, cap.VI).


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ÍNDICE

Agradecimientos ...........................................................................................................8

Lista de artículos incluidos en la tesis ..........................................................................91. Introducción .............................................................................................................11 Introducción general .....................................................................................11 Características generales de las diatomeas y papel en bioindicación ...........11 Particularidades ecológicas de los lagos someros .........................................122. Objetivos ...................................................................................................................143. Material y métodos ..................................................................................................16

Áreas de estudio ............................................................................................16 Protocolos de muestreo de diatomeas ..........................................................19 Protocolos de preparación de muestras y recuento de diatomeas ...............19 Protocolos muestreo de Físico-Química ......................................................20 Tratamientos estadísticos .............................................................................214. Discusión general .....................................................................................................25 Apuntes taxonómicos.....................................................................................25 Elección de la métrica adecuada en bioindicación .......................................26 Aplicabilidad de los índices de diversidad ......................................26 Índices autoecológicos de diatomeas ..............................................28 Evaluación del estado tró co ..........................................................28 Hipótesis del sustrato neutro .......................................................................295. Conclusiones ............................................................................................................326. Abstract ....................................................................................................................337. Resumen ...................................................................................................................358. Referencias ...............................................................................................................37Publicaciones ..............................................................................................................47 Artículos I - V ..............................................................................................................51


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AGRADECIMIENTOS

Me gustaría agradecer, en primer lugar y especialmente, a mis directores Saúl Blanco y Eloy Bécares por animarme y permitirme llevar a cabo esta investigación, y porsu ayuda durante estos años.Agradezco también a L. Ector y al Centro Público deInvestigación Gabriel Lippmann (Luxemburgo) por la estancia y el buen tratorecibido en ese centro, además de haberme proporcionado una formación cientí camuy importante. Agradecer, por supuesto, a mis coautores Saúl Blanco, Irene Álvarez-Blanco, EloyBécares, Luc Ector, Eduardo Morales, Carlos Eduardo Wetzel, Lucien Hoffmann yLoïc Tudesque por colaborar y hacer posible la realización de estas investigaciones. A los revisores de los artículos y los editores de las revistas por sus valiosos comentariosque mejoraron sustancialmente los manuscritos. A F. Hinz y M. Potapova que enviaron los materiales tipo de las especies investigadasen esta tesis. A C. Bouillon, C.E. Wetzel y M.H. Novais por su asistencia técnica en el microscopioelectrónico. Al Centro de Estudios Ambientales (CEA), Ayuntamiento de Vitoria-Gasteiz, R.Sidrach-Cardona (ULE), M. Sáez de Buroaga (Consultora Recursos Naturales), L.Lobo (CEA), A. Conty, C. Trigal, Carlos Villafañe y Rocío del Pozo por su ayuda en eltrabajo de campo. A J. Sayell y G. Richters por revisar y corregir el inglés. A J. Durocher de la Agènce de l’eau Loire-Bretagne, M. Leitao de la Bi-Eau Society, y F. Rimet del INRA, por su valiosa colaboración en la elaboración de la base de datosde la cuenca del Loira-Bretaña. A la Confederación Hidrográ ca del Duero y el proyecto de la Unión Europea“Ecological Quality and Functioning of Shallow Lake Ecosystems with Respect tothe Needs of the European Framework Directive (EVK1-1999-00261 ECOFRAME)” por su ayuda nanciera. A C. Fernández-Aláez y C. Martínez-Sanz por proporcionarme algunos datosnecesarios. A todos mis amigos, claro, por compartir conmigo todos estos años de buenosmomentos y por estar ahí también en los no tan buenos. Y por último, quiero agradecer especialmente a mi familia su apoyo incondicional, sucariño y sus ánimos, sin los que sin duda no hubiera acabado esta tesis.


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Lista de artículos incluidos en la tesis.

Cejudo-Figueiras C., Morales E.A., Wetzel C.E., Blanco S., Hoffmann L. &I.Ector L. 2011. Analysis of the type of Fragilaria construens var. subsalina (Bacillariophyceae) and description of two morphologically related taxa fromEurope and the United States. Phycologia, 50 (1): 67-77.

Blanco S., Cejudo-Figueiras C., Tudesque L., Bécares E., Hoffmann L. & EctorII.L. Are diatom diversity indices reliable monitoring metrics? Hydrobiologia. Aceptado.

Cejudo-Figueiras C., Blanco S., Álvarez-Blanco I., Ector L. & Bécares E. 2010.III.Nutrient monitoring in Spanish wetlands using epiphytic diatoms. Vie et milieu- life and environment , 60 (2): 89-94.

Cejudo-Figueiras C., Álvarez-Blanco I., Bécares E. & Blanco S. 2010. EpiphyticIV.diatoms and water quality in shallow lakes: the neutral substrate hypothesisrevisited. Marine and Freshwater Research, 61: 1457–1467.

Cejudo-Figueiras C., Álvarez-Blanco I., Bécares E. & Blanco S. 2010. EpiphyticV.diatoms along environmental gradients in European shallow lakes.The Journalof the North American Benthological Society. Enviado.


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Monitorización de ecosistemas dulceacuícolas mediante diatomeas

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1. INTRODUCCIÓN

Introducción general

Los ecosistemas acuáticos seencuentran sometidos a múltiplespresiones tanto de origen natural comoantrópico. Factores como la sequía,los trasvases de agua, la eutro zación y el aumento de la cantidad de materiaorgánica por presiones agrarias yganaderas, contaminación térmica,acidi cación, turbidez o presencia detóxicos, generan un empeoramientodel estado ecológico que afecta a lascomunidades de organismos asociadasa estos ecosistemas. En las sociedadesactuales, la preocupación por conservar yrecuperar los ecosistemas acuáticos ha idoaumentando y alejándose del conceptotradicional de calidad química del agua,prestando más atención al equilibrioecológico dentro del ecosistema.

Este nuevo concepto de calidad sematerializó en Europa con la aprobación

de la Directiva Marco del Agua (DMA,No. 2000/60/EC; European Union,2000) cuyo objetivo es evitar el deteriorode todas las masas de agua y conseguirun buen estado ecológico de éstas entodos los países de la Unión Europeaantes de 2015. La DMA establece comofactores esenciales para la determinacióndel estado ecológico de las aguas valorardistintos aspectos referentes a lahidromorfología, los parámetros físico-químicos y las comunidades biológicas.Entre los bioindicadores propuestos(fauna piscícola, zoobentos, tobentos y toplancton), las algas tobentónicasocupan un lugar destacado, y dentrode este grupo, las diatomeas reúnenuna serie de características siológicas y ecológicas que las convierten enorganismos idóneos para su empleocomo indicadores ecológicos.

Características generales delas diatomeas y su papel en labioindicación

Las Diatomeas son organismosunicelulares eucariotas pertenecientesa la División Bacillariophyta del reinoChromista. Son organismos generalmenteautótrofos, fotosintéticos que cumplenun papel esencial en la cadena tró ca delos ecosistemas acuáticos. Las diatomeasson organismos cosmopolitas, existiendomiles de especies en todos los continentes,desde los trópicos hasta los polos. A su vez, son ubiquistas, por lo que podemosencontrarlas en ambientes muy distintos(marinos, salobres y dulceacuícolas). Además, la amplia distribución dealgunas especies favorece su utilizacióncomo organismos indicadores.

Otras ventajas que presenta este grupode microalgas en su función bioindicadoraes su sensibilidad frente a la alteraciónde los parámetros físico-químicos delagua, por lo que las comunidades de

diatomeas re ejan con gran precisiónlas condiciones ambientales del medioen que se han desarrollado. Además,se conocen las preferencias ecológicasde muchas especies con respecto alos niveles de nutrientes y de oxígenodisuelto, por lo que son indicadoras deniveles tró cos y sapróbicos. Su caráctersésil permite realizar estudios de calidaden un punto concreto y sus ciclos de vida cortos hacen que los cambios decalidad se re ejen en pocas horas. Enpocos centímetros cuadrados se puedehacer un muestreo representativo de lacomunidad y las muestras son fácilesde recoger y conservar. Existen especiesque viven libres en la columna de agua( toplancton) y especies que vivenasociadas a un sustrato, formando partedel peri ton. Éste se clasi ca en distintosgrupos en función del sustrato: epipelon

(sedimentos), epi ton (plantas, musgou otras algas), epiliton (rocas o piedras) y epipsammon (granos de arena).También hay especies epizooicas (sobre


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animales).

El empleo de comunidades dediatomeas en estudios de bioindicación seha realizado aplicando diferentes técnicascomo modelos predictivos (Gevreyet al .,2004; Ponader et al ., 2008; Feio et al .,2009), métodos multimétricos (Reavieetal ., 2008) o análisis de similitud (Kelly,2001), sin embargo, el método más comúnen el campo de la bioindicación ha sido elcálculo de índices ecológicos. Existen dosgrandes grupos de índices basados en lascomunidades de diatomeas:

Los índices de diversidad se basan•en el supuesto de que las presionessobre el ecosistema (contaminaciónorgánica, eutro zación, etc.) provocanun declive en la diversidad, de formaque disminuye la abundancia deciertos taxones intolerantes, mientrasque los taxones tolerantes superan alos primeros (Archibald, 1972; Patrick,1973). Sin embargo, la fertilizaciónpuede aumentar la diversidad

de la comunidad favoreciendo elestablecimiento y crecimiento de variasespecies (Canning-Clodeet al ., 2008).De hecho, uno de los paradigmasteóricos más fructíferos de la biologíaactual es la relación entre diversidad y productividad tanto en ecosistemasacuáticos como terrestres. Variosmeta-análisis (Waide et al ., 1999;Bonn et al ., 2004; Gillman & Wright,2006) muestran relaciones lineares,unimodales o no signi cativas entreestas variables dependiendo de laescala espacial cubierta (Foody, 2004;Drake et al ., 2008) y, por otra parte,de la presencia de retroalimentacionescompetitivas e in uencias ambientalescomplejas (Molis, 2002; Graceet al .,2007). Esta variabilidad ha reveladoque los índices de diversidad dediatomeas no resultan adecuados para

evaluar las condiciones ecológicas, apesar de la frecuencia con que se usanen estudios de bioindicación.

Por su parte, los índices autoecológicos•se basan en la sensibilidad de losdiferentes taxones a la contaminación,ponderada por su valor indicador y la abundancia relativa de losmismos dentro de la comunidad, enfunción de la amplitud ecológica y laspreferencias de hábitat de las especieso grupos taxonómicos principales(Ector & Rimet, 2005; de la Reyetal ., 2008). Sin embargo, tales índicesdiatomológicos son sensibles adiversos factores como la precisióntaxonómica, la in uencia del sustrato,ciertas características físico-químicasdel medio o parámetros siográ cos ygeográ cos. Existen más de 100.000taxones de diatomeas (Round etal ., 1990) y cada año se describenalrededor de 400 nuevas especies, porlo que la velocidad a la que se actualizael conocimiento de la taxonomía y losrespectivos valores autoecológicos,es mayor que la velocidad a la que seactualizan los índices diatomológicos.

Por otra parte, la in uencia delsustrato sobre la comunidad de diatomeasperifíticas aun crea controversia en laliteratura cientí ca, habiéndose realizadonumerosos estudios al respecto (Eminson& Moss, 1980; Blindow, 1987; Poulíckováet al ., 2004; Potapova & Charles, 2005;Townsend & Gell, 2005). El efecto deotros factores como los métodos demuestreo y la preparación de muestrasasí como la precisión en la identi cacióno la consideración del tamaño celular(Cattaneo et al ., 1995; Kellyet al ., 1998;Lavoieet al ., 2005; Besse-Lototskayaetal ., 2006; Kinget al ., 2006; Lavoieet al .,2009) han sido objeto de análisis en lasúltimas décadas.

Particularidades ecológicas de loslagos someros

Una parte signi cativa de esteestudio tiene por objetivo sentar las bases cientí cas para la aplicación deíndices diatomológicos en lagos someros,


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factores como el clima, el tamaño de lalaguna y su profundidad (Scheffer & vanNes, 2007).

Dentro de la amplia variedad de bioindicadores (Ector & Rimet, 2005),las diatomeas han destacado debido alos buenos resultados obtenidos tantoen sistemas lóticos (Prygielet al ., 1999)como en sistemas leníticos tales comohumedales costeros (Trobajo, 2003),lagos de montaña (Linares, 2003) olagunas mediterráneas (Blanco et al .,2004). La mayoría de los índices basadosen comunidades de diatomeas se handesarrollado para ríos, sin embargo,hasta el momento sólo se ha desarrolladoun índice especí co (TDIL; Stenger-Kovácset al ., 2007) para lagunas.

Por todo esto, y considerando laheterogeneidad de las bases de datosen que se basan los índices, en muchoscasos, es necesario hacer una evaluaciónprevia para determinar qué índice es elmás adecuado para cada estudio (Besse-

Lototskaya et al ., 2006; Blanco et al .,2007; Martín et al ., 2010, Álvarez-Blancoet al. 2010) y realizar, a mayor escala,estudios de intercalibración (Kahlertetal ., 2009; Kellyet al ., 2009).

La presente investigación estáenfocada a clari car ciertos aspectosimportantes referentes a la bioindicacióna partir de comunidades de diatomeas,como la in uencia del sustrato ylos gradientes biogeográ cos en lascomunidades de diatomeas y en la calidaddel agua inferida a partir de éstas y laaplicabilidad de los índices de diversidad,además de esclarecer la taxonomía deespecies fácilmente confundibles enmicroscopía óptica, presentando dosespecies nuevas para la Ciencia.

que son los ecosistemas lacustresnuméricamente más abundantes enel mundo (Wetzel, 1990). Los lagossomeros, a diferencia de los profundos,suelen estar colonizados por macró tos y no presentan estrati cación térmica en verano, ya que su escasa profundidad (< 3m) genera una mezcla constante del agua(polimixis) (Scheffer, 2001). La accióndel viento facilita la interacción entre elagua y el sedimento y los nutrientes sereciclan rápidamente, aumentando así laproductividad (Bécareset al ., 2004). Lainteracción agua-sedimento depende, asu vez, de mecanismos físicos, químicos y biológicos como la morfometría, elrégimen hídrico, la granulometría, lanaturaleza estructural de la materiaorgánica o la composición química delagua (de Vicenteet al ., 2006).

Cuando la concentración denutrientes es muy baja, las lagunassuelen tener poca cobertura vegetal y lariqueza de especies es mínima. Debido ala escasa producción de toplancton la

turbidez también es baja. Con mayoresniveles de nutrientes aumenta la riquezade especies en todos los niveles y las redestró cas son más complejas, aumentandotambién la cantidad de biomasa. Lasaguas pueden mantener la transparenciadel agua debido a mecanismos comola competencia entre macró tos y

toplancton por los nutrientes y laluz. La presencia de vegetación, a su vez, funciona como refugio para elzooplancton y reduce la resuspensión desedimentos por el viento contribuyendotambién a la transparencia del agua.Sin embargo, en aguas eutró cas, la vegetación desaparece drásticamente y la laguna pasa a un estado de aguasturbias. A lo largo del año una lagunapuede presentar estados alternativosde aguas claras y turbias, dependiendode los mecanismos que actúen en ella

(Scheffer, 2001; Bécareset al ., 2004). Noexiste un único nivel crítico de nutrientesque determine el cambio de aguas clarasa turbias, ya que pueden actuar otros


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2. OBJETIVOS

Los objetivos de la presente tesis son:

Contribuir al conocimiento taxonómico1. y ecológico de las diatomeas.

Investigar la validez de los índices2.de diversidad de diatomeas comoindicadores de calidad del agua.

Identi car las variables que afectan3.a la composición de las comunidadesde diatomeas en ecosistemas de aguadulce.

Evaluar la in uencia de diferentes4. plantas sustrato en las comunidadesde diatomeas que albergan y en ladiagnosis ambiental inferida a partirde las mismas.

Analizar la in uencia de las variables5.morfométricas y geográ cas de loslagos someros sobre sus comunidadesde diatomeas epí tas.

Este estudio está estructuradoen cinco artículos que estudiandiferentes aspectos de los temas arribamencionados.

El Artículo I estudia la identidadtaxonómica de la diatomea Fragilariaconstruens var. subsalina. Hasta estemomento, la estructura valvar de estetaxón no se había estudiado en detalle,mediante el análisis de fotografías demicroscoía óptica (MO) y microscopíaelectrónica de barrido (MEB) del materiallectotipo del taxón. Además, se describendos nuevos taxones morfológicamentesimilares, uno de la cuenca del Duero y otro del noroeste de Estados Unidos(erróneamente identi cado en Morales(2005) como Pseudostaurosirasubsalina). El estudio se ha completado

con un análisis morfométrico quecon rma la separación entre especies.

En el Artículo II se evalúa la utilidad

de los índices de diversidad de diatomeascomo métricas de monitorización enhábitats lóticos, estudiando variashipótesis: a) la existencia de una relaciónlinear, negativa y signi cativa entre fósforototal (PT) y la diversidad de diatomeas, talcomo señalan varios autores (e.g. Ndirituet al ., 2006; Ní Chatháin & Harrington,2008), b) patrones signi cativamentediferentes en las curvas de acumulaciónde especies, de frecuencia-abundancia,de rango-abundancia y en los diagramasde distribución de frecuencias para lascomunidades de diatomeas desarrolladas bajo diferentes niveles tró cos, segúnla hipótesis descritas en Magurran(2004), y c) una frecuencia de ocurrenciamayor para taxones que aparecen encomunidades que se encuentran bajocondiciones mesotró cas, ya que lasespecies generalistas que toleran unamplio rango de condiciones ambientalestendrán distribuciones más amplias,mientras que las especies especialistas

están restringidas a unos pocos lugaresdonde se encuentran sus requerimientosmás estrictos (Heino & Soininen, 2006).

Los Artículos III y IV estudianlas correlaciones entre las variablesambientales y las métricas basadas encomunidades de diatomeas epí tasprocedentes de lagunas del humedal deSalburua y de la depresión del Duero. Además, se analiza la hipótesis del sustratoneutro (Blindow, 1987), evaluando lain uencia del macró to hospedadorsobre la calidad del agua inferida apartir de los índices diatomológicosmediante análisis de la varianza, y sobrela composición de las comunidadesde diatomeas desarrolladas sobre lasdiferentes plantas sustrato medianteanálisis de similitud. Se pone a prueba,así, la aplicabilidad en sistemas leníticos

de los índices de diatomeas desarrolladospara sistemas lóticos.

Por último, en el Artículo V se estudia


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el efecto de diferentes grupos de factoresabióticos (químicos, morfométricos ygeográ cos) sobre las comunidades dediatomeas epí tas desarrolladas en 44lagunas europeas.


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3. MATERIAL Y MÉTODOS

Áreas de estudio

Para la realización del presente trabajose han estudiado sistemas acuáticos deagua dulce, tanto lóticos [ArtículosI, II] como leníticos [Artículos III,IV, V] . Su localización y coordenadasgeográ cas se muestran en la Tabla 1 yla Figura 1.

Parte del trabajo realizado consisteen una investigación sobre la identidadtaxonómica de un grupo de especies deidenti cación problemática [ArtículoI]. El material lectotípico de Fragilariaconstruens var. subsalina, fuerecolectado en aguas salobres el 15 de julio de 1922 en la localidad de Schleswig-Holstein, Alemania. El material tipode Psedostaurosira americana , serecogió en aguas ligeramente alcalinascon concentraciones bajas o medias deortofosfatos y nitrógeno total y con uncontenido moderado de electrolitos. Este

material, así como la muestra adicionalrecolectada en la misma localidadprovienen del río Norwalk a la altura de lalocalidad de South Wilton (Connecticut,EEUU) y fueron recogidas el 9 deseptiembre de 1998 y el 10 de agostode 2004, respectivamente. El materialtipo de Pseudostaurosira alvareziae proviene de aguas oligosaprobias, meso-eutró cas y ligeramente alcalinas con bajocontenido en electrolitos. Se recolectó enel río Tormes a su paso por Salamanca(España) el 5 de agosto de 2004.

Con el n de evaluar la aplicabilidadde los índices de diversidad dentro delcampo de la bioindicación basada encomunidades de diatomeas [ArtículoII] , se estudiaron 640 estaciones a lolargo de la cuenca del Loira- Bretaña(Francia) recogidas entre 1996 y 2000.

La cuenca (44º 38’ N - 48º 51’ N y 4º 30’E - 4º 45’ O) abarca alrededor de 156400km2 (28% de la super cie de Francia) yestá formada por la cuenca del Loira y

sus a uentes, las cuencas costeras deBretaña y las cuencas costeras Vendée y Poitevin. Las precipitaciones anuales varían entre 500 y 1800 mm. La zonadel Macizo armoricano y del MacizoCentral se compone de rocas silíceas,metamór cas y fracturadas. Otra parteestá formada por sedimento, areniscas oroca calcárea paleozoica o cenozoica.

La parte del estudio enfocada aesclarecer las cuestiones referentes a laaplicabilidad de los índices autoecológicos basados en diatomeas y la in uenciadel sustrato sobre la evaluación de lacalidad del agua y la estructura de lascomunidades de diatomeas se localizó,en el humedal de Salburua [ArtículoIII] y en las lagunas de la depresión dela cuenca del Duero[Artículo IV] .Seestudiaron las balsas de Arkaute (39,5ha) y Betoño (21 ha), situadas dentro del

humedal de Salburua (42º 51’ N, 2º 38’O; 216,38 ha; altitud mínima y máxima:509-514 m.s.n.m.; Lobo Urrutia & Sesma Ausejo, 2006). Se trata de un humedalRamsar de importancia internacionallocalizado en un valle agrícola en lasproximidades de Vitoria-Gasteiz (País Vasco) y alimentado, principalmente,por el acuífero Cuaternario de Vitoria-Gasteiz. Se encuentra entre las regiones Atlántica y Mediterránea. Los suelos delas lagunas están formados por limo,arcilla, arena y grava, depositados sobresustrato margoso, lo que le con ere, alacuífero, un carácter semicon nado. Lasmuestras se recogieron durante el verano y el otoño de 2007.

Además, se estudiaron diecinuevelagunas permanentes localizadas en lacuenca del río Duero (97290 km2, 40º 17’

N - 43º 1’ N y 2º 56’ O - 8º 41’ O), situadaen la Submeseta norte (700 m.s.n.m) bajo bioclima mediterráneo. La precipitaciónanual media de la cuenca


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Artículo Tipo Punto País Latitud Longitud

IV Laguna Antimio España 42º 43' 03'' N 05º 37' 30'' O

IV Laguna Bardal España 40º 51' 59'' N 00º 07' 38'' O

IV Laguna Bercianos España 42º 36' 33'' N 05º 09' 01'' OIV Laguna Berrueces España 42º 10' 30'' N 05º 06' 22'' O

IV Laguna Cabeza España 41º 07' 52'' N 06º 03' 09'' O

IV Laguna Carucedo España 42º 42' 56'' N 06º 46' 42'' O

IV Laguna Chozas España 42º 44' 35'' N 05º 43' 13'' O

IV Laguna Diel España 42º 44' 49'' N 05º 16' 24'' O

IV Laguna Muña España 41º 30' 31'' N 04º 00' 09'' O

IV Laguna Redos España 42º 41' 48'' N 05º 13' 29'' O

IV Laguna Ribas España 42º 23' 23'' N 04º 31' 29'' OIV Laguna Santervás España 42º 43' 43'' N 04º 48' 51'' O

IV Laguna Sentiz España 42º 46' 38'' N 05º 12' 42'' O

IV Laguna Tremedosa España 41º 32' 11'' N 03º 58' 23'' O

IV Laguna Valdemorgate España 42º 36' 13'' N 05º 04' 28'' O

IV, V Laguna Villadangos España 42º 44' 29'' N 05º 46' 48'' O

IV Laguna Villa ores España 41º 18' 20'' N 05º 16' 20'' O

IV Laguna Zarza España 41º 03' 46'' N 06º 19' 25'' O

IV Laguna Zuares España 42º 33' 09'' N 05º 40' 53'' O

III Laguna Arkaute España 42° 51' 33" N 02° 37' 57" O

III Laguna Betoño España 42° 51' 25" N 02° 38' 42" O

V Laguna Dystrup Dinamarca 56° 27' 02" N 10° 37' 43" E

V Laguna En Dinamarca 55° 10' 00" N 11° 40' 60" E

V Laguna Schousbye Dinamarca 56° 10' 01" N 09° 37' 01" E

V Laguna Søbygård Dinamarca 56° 15' 19" N 09° 48' 27" E

V Laguna Stigsholm Dinamarca 55° 58' 40" N 09° 29' 22" E

V Laguna Væng Dinamarca 56° 06' 34" N 09° 52' 30" E

V Laguna Harku Estonia 59° 24' 54" N 24° 37' 03" E V Laguna Kaiavere Estonia 58° 36' 10" N 26° 40' 35" E

V Laguna Kirikumäe Estonia 57° 41' 01" N 27° 14' 58" E

V Laguna Maardu Estonia 59° 26' 40" N 24° 59' 46" E

V Laguna Prossa Estonia 58° 39' 03" N 26° 34' 32" E

V Laguna Vörtsjärvi Estonia 58° 18' 37" N 26° 00' 41" E

V Laguna Matjarvi Finlandia 61º 06' 01'' N 25º 17' 18'' E

V Laguna Pukalajärvi Finlandia 61º 09' 42'' N 25º 19' 57'' E

V Laguna Sylvöjarvi Finlandia 60º 57' 54'' N 26º 01' 41'' E V Laguna Alter Weiher Alemania 47° 56' 10" N 09° 31' 52" E

V Laguna Flappach Weher Alemania 47° 44' 55" N 09° 37' 46" E

Tabla 1. Localización y coordenadas geográ cas de los puntos de muestreo.


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Artículo Tipo Punto País Latitud Longitud

V Laguna Langensee Alemania 53° 48' 36" N 12° 01' 55" E

V Laguna Lengenweiler See Alemania 47° 52' 12" N 09° 26' 00" E

V Laguna Rohrsee Alemania 47° 52' 27" N 09° 50' 17" E V Laguna Atedaun Irlanda 52° 56' 41" N 09° 02' 44" O

V Laguna Ballyquirke Irlanda 53° 19' 37" N 09° 09' 16" O

V Laguna Bunny Irlanda 53° 01' 05" N 08° 55' 46" O

V Laguna Maumwee Irlanda 53° 28' 34" N 09° 32' 30" O

V Laguna Mullagh Irlanda 54° 10' 56" N 08° 38' 53" O

V Laguna Ramor Irlanda 53° 49' 19" N 07° 04' 21" O

V Laguna Velauemeer Holanda 52° 22' 42" N 05° 39' 36" E

V Laguna Zwemlust Holanda 52° 11' 59" N 05° 04' 16" E

V Laguna Dagstorpssjörn Suecia 55° 59' 18" N 13° 29' 32" E

V Laguna Hymenjaure Suecia 68° 26' 51" N 18° 27' 13" E

V Laguna Krankesjön Suecia 55º 41' 55'' N 13º 28' 41'' E

V Laguna Lassejaure Suecia 65° 33' 18" N 18° 06' 21" E

V Laguna Västra Ringsön Suecia 55° 53' 37" N 13° 28' 10" E

V Laguna Bugeilyn Reino Unido 52° 30' 54" N 03° 44' 15'' O

V Laguna Filby Broad Reino Unido 52° 39' 44" N 01° 38' 10" E

V Laguna Little Budwort Mere Reino Unido 53° 10' 55" N 02° 37' 52" O

V Laguna Little Mere Reino Unido 53° 19' 53" N 02° 24' 09" O V Laguna South WalshamBroad Reino Unido 52° 40' 20" N 01° 29' 58" E

V Laguna Baña España 42° 14' 58" N 06° 45' 01" O

V Laguna Laguna Grande España 42° 22' 13" N 05° 07' 52" O

V Laguna Redos España 42° 41' 48" N 05° 13' 29" O

V Laguna Villaverde España 42° 34' 33" N 05° 11' 18" O

V Laguna Zotes España 42° 16' 25" N 05° 44' 18" O

I Río Norwalk EEUU 41º 09' 49'' N 73º 25' 11'' O

I Río Tormes España 40º 57' 37'' N 05º 38' 42'' OI ? Oldesloe Alemania 53° 48' 15" N 10° 22' 55" E

Tabla 1. Localización y coordenadas geográ cas de los puntos de muestreo (cont.).

continental en el contexto del proyectopaneuropeo ECOFRAME, cuyo objetivoel evaluar la calidad ecológica de lagossomeros. Se estudiaron 44 lagunassituadas en 9 países europeos. Las lagunasestán situadas en la Zona TempladaNorte, es decir, entre el trópico de Cáncer

y el Círculo Polar Ártico, a excepción deHymenjaure (Suecia) que se encuentraen el Ártico. Los muestreos se realizaronen los veranos de 2000 o 2001.

es de 513,9 mm, de los cuales 359,7 sepierden por evapotranspiración. Laslagunas se encuentran, concretamente,en la depresión endorreica de la cuenca,compuesta por sedimentos lacustres y continentales del Terciario y elCuaternario con inclusiones evaporíticas.

Los muestreos se realizaron durante el verano de 2003, excepto en el caso deMuña, que se muestreó en 2004.

Se realizó un estudio a escala


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Protocolos de muestreo dediatomeas

Con respecto al material lectotipode Fragilaria construens var. subsalina [Artículo I] no se dispone de informaciónsobre el sustrato muestreado ni sobre elprotocolo de muestreo empleado.

En los sistemas lóticos se recogieronmuestras epilíticas. Para las muestrasrecolectadas en el río Norwalk[ArtículoI] se siguió el método desarrollado porel NAWQA (Fitzpatricket al ., 1998;Moulton et al ., 2002). Las muestras delrío Tormes y las de la cuenca del Loira-Bretaña se recogieron siguiendo elmétodo descrito en la norma estándareuropea (European Standard EN

13946, 2003) [Artículos I y II] . Estosprotocolos se basan en la recolección deepiliton sobre piedras sumergidas en lazona fótica, en zonas de corriente usando

un cepillo de dientes. Las muestras seconservan con formaldehido al 4% v/v.

En los sistemas leníticos se siguióel método de muestreo de diatomeasepí tas en lagunas para la aplicación dela Directiva Marco del Agua propuesto enBlanco & Bécares (2006) [Artículos III,IV y V]. Los sustratos muestreados fueronCarex riparia Curtis, Iris pseudacorus L., Veronica anagallis-aquatica L. [ArtículoIII], Scirpus lacustris L., Typha latifoliaL., Myriophyllum alterni orum D.C.[Artículo IV] y Phragmites australis(Cav.) Trin. ex Steud. [Artículo V]. Elmétodo se basa en el muestreo sobrematas de heló tos monoespecí cas,lejos de la orilla y en zonas iluminadasevitando zonas demasiado someras y con sedimento resuspendido. Pararecoger muestras de tallos se utilizanmuestreadores Kornijów (Kornijów &Kairesalo, 1994) con el n de minimizarla agitación y la presencia de toplancton.El número de tallos a muestrear dependedel diámetro de éstos. Si los tallos son

nos como en Eleocharis o Juncus serecogen 10 tallos por punto de muestreo,si son muy gruesos como Typha serecoge uno y en casos intermedioscomo Scirpus o Phragmites se recogen3 tallos. Las muestras se conservan conformaldehido al 4% v/v. Para separar elepi ton de los tallos se siguió el métodode Zimba & Hopson (1997) que asegurala recuperación del 90% del epi ton yconsiste en llenar parcialmente los botescon agua y agitar enérgicamente durante2 minutos.

Protocolos de preparación demuestras y recuento de diatomeas

Para la obtención de suspensionesde frústulos libres de materia orgánicase siguió la norma estándar europea(European Standard EN 13946, 2003).

Para ello se toma una alícuota de lamuestra y se somete a un proceso deoxidación a 90º C durante 6 horascon peróxido de hidrógeno (30% v/v),

Figura 1. Localización de los puntos demuestreo: a) Europa, b) Estados Unidos.

b)

a)


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cuyo volumen será el doble de volumende muestra. Con el n de deshacerlos agregados de carbonato cálcico,cuando la muestra está fría se le añadeácido clorhídrico 1M gota a gota hastaque no exista reacción. La muestra sesomete a tres lavados con agua destiladamediante decantación o centrifugación yposterior eliminación del sobrenadantepara eliminar el peróxido de hidrógeno[Artículos I-V] .

Para la obtención de preparacionespermanentes para su observación almicroscopio óptico (MO) se siguió lanorma estándar europea (EuropeanStandard EN 13946, 2003). Consiste enponer la muestra sobre un cubreobjetosredondo sobre una placa calefactora atemperatuta suave o dejándola secar alaire. Cuando ésta se evapora se montasobre el porta objetos con Naphrax®,una resina sintética con un índice derefracción óptica de 1,7 [ArtículosI-V].

Para la obtención de preparacionespermanentes para su observación almicroscopio electrónico de barrido(MEB), alícuotas de material oxidadoprocedente de Schleswig-Holstein ySalamanca se montaron en stubs y secubrieron con una capa de oro de 40-nm de grosor con un sistema modular derecubrimiento de alto vacío (BAL-TECMED 020). La muestra de South Wiltonrecogida en 1998 se cubrió con oro-paladio usando un Metalizador Polaron® [Artículo I] .

Las fotografías de microscopía ópticase tomaron con un MO Leica® DM-RB equipado con una cámara Leica®DC500. Las fotografías de microscopíaelectrónica se tomaron con un MEBLeica® Stereoscan 430i operando a20 kV para las muestras de Schleswig-

Holstein y Salamanca y un MEB Leo-Zeiss 982-DSM (Zeiss) para la de South Wilton de 1988[Artículo I] .

La realización de inventarios dediatomeas según el protocolo de la normaestándar europea (European Standard EN14407, 2004) consiste en contar en cadapreparación un mínimo de cuatrocientas valvas que son identi cadas hasta elmenor nivel taxonómico posible (especie,subespecie, variedad, forma)[ArtículosII-V] .

Para la identi cación de losejemplares en los recuentos se ha seguidola taxonomía y nomenclatura propuestasen las colecciones Susswasser ora von Mitteleuropa (Krammer & Lange-Bertalot, 1986-1991), IconographiaDiatomologica (Lange-Bertalot, 1995-2007) y Diatoms of Europe (Lange-Bertalot, 2000-2002), aplicando lasúltimas combinaciones disponibles ylegítimas según el Código Internacionalde Nomenclatura Botánica (McNeilletal ., 2006) [Artículos II-V] .

La terminología morfológica seguidapara la descripción de las especies

en el artículo I fue Hendey (1964), Anonymous (1975), Cox & Ross (1981) yKrammer & Lange-Bertalot (2000). Protocolos muestreo de Físico-Química

Las variables físico-químicas (Tabla2) se midieron in situ o en el laboratoriosiguiendo los protocolos estandarizadosU.S. Geological Survey (Variously dated) [Artículo I] , APHA (1995)[ArtículoII] , APHA (1998)[Artículos III, IV y V].

La abundancia de macró tos,expresada como el porcentaje de volumeninfestado (PVI), se midió haciendo unaestimación visual de la cobertura y laaltura de las plantas a intervalos de 10m a lo largo de transectos desde la orillahasta el centro de la laguna. En los casos

en los que la visibilidad no permitió estemétodo, se tomaron muestras aleatoriascon un rastrillo en cada punto[ArtículoIV y V].


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a análisis multimétricos para la detecciónde diferencias signi cativas entre grupospreestablecidos. Para el análisis de laforma de las valvas de diatomeas, loscontornos individuales fueron modeladoscomo una con guración geométricade seis puntos de referencia (puntosclaramente identi cables en el grupo deespecímenes investigados). La variaciónmorfológica dentro de una muestra decon guraciones de puntos de referenciase describe en términos de parámetrosque recogen estas variaciones y se puedenanalizar mediante métodos de análisismultivariantes (Beszteri et al., 2005). Eneste estudio, se situaron seis puntos dereferancia en ciertos puntos de la valva y se digitalizaron mediante el programatpsDig2 (Rohlf, 2004). Los puntos seseleccionaron con el n de cubrir lamáxima variabilidad morfológica dentrodel rango de los individuos estudiados. Sesituaron cuatro puntos en posiciones jasen los polos y en los puntos de máximaanchura de la valva. Para estudiar lalongitud y la separación entre estrías, se

situaron dos puntos más en los extremosinteriores de de las estrías centrales. Lascoordenadas cartesianas de los puntos dereferencia se alinearon (se trasladaron,rotaron y reescalaron) mediante elanálisis ortogonal generalizado dedeformación por superposición demínimos cuadrados (Rohlf & Slice,1990). Se realizó un escalamientomultidimensional no métrico (NMDS) apartir de las coordenadas normalizadasresultantes con el programa PAST versión 1.78 (Hammer et al., 2001). Para visualizar el tamaño y la forma de la nubede puntos para cada grupo prede nido,se añadieron elipses de con anza algrá co resultante con el programa PAST.Las elipses de con anza son áreas de lasnubes de puntos que establecen intervalosde con anza (generalmente a α = 0,95)que contienen todas las observaciones

no extremas. Finalmente, se realizó untest no paramétrico de similitud (testde permutación ANOSIM, Clarke, 1993)entre las coordenadas cartesianas de los

Tratamientos estadísticos

Para evaluar si los taxonesdiscriminados en base a la informaciónobtenida a partir de MO y MEB[Artículo I], representaban especies biende nidas, se emplearon técnicas basadasen geometría morfométrica. Esta técnica

permite la cuanti cación de característicasmorfológicas que se pueden usar comocriterio taxonómico (Bookstein, 1991)debido a que los datos se pueden someter

Tabla 2. Variables ambientales medidaspara cada estudio.

Artículo Variables

II, IV [O2]

IV [O2] % saturaciónI, II, IV [NO3-]

II [NO2-]

II, III, IV [NH4+]

I, V NT

II, III NTK

I, II [PO43-]

I, IV Orto-P

II, III, IV, V PTII DBO

I DBO5II DQO

II COD

IV COT

IV, V Chl a

I, IV, V pH

I, II, IV, V Conductividad

IV Temperatura

II, IV Turbidez

IV, V Profundidad del discoSecchiIV Color

IV PVI

IV, V Profundidad media

IV, V Área

IV, V Altitud


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grupos resultantes del NMDS, tomandola distancia Euclídea como medida desimilitud. Para el análisis se utilizaron100 fotografías de MO del material tipode Fragilaria construens var. subsalina, y 35 de individuos pertenecientes a laspoblaciones de España y EEUU.

Para evaluar la aplicabilidad de losíndices de diversidad de diatomeas en bioindicación, a partir de los inventarios

orísticos obtenidos [Artículo II]se calcularon índices comunes dediversidad (Tabla 3) con el programaPAST versión 1.66 (Hammer et al.,2001) y se correlacionaron con variables

ambientales (Tabla 2) calculandocoe cientes de correlación mediante eltest no paramétrico de correlación deSpearman (ρS). Adicionalmente, el uso

de tratamientos estadísticos ordinalespermite la detección de correlacionesentre variables independientementede la linearidad de sus relaciones, ya que pueden presentar respuestaslogarítmicas (Blanco et al., 2007). Seconstruyeron diagramas de frecuencia-abundancia, rango-abundancia yfrecuencia de distribución siguiendo lasespeci caciones de Magurran (2004).Los datos se ajustaron a las curvasoptimizadas mediante el algoritmode regresión no linear de Levenberg-Marquardt (Moré, 1977) y se analizaronlas diferencias signi cativas entre laslíneas de regresión resultantes mediante

el análisis no paramétrico de varianzade una vía de Kruskal-Wallis. Se veri cóla bondad de ajuste mediante tests χ2.Todos los análisis estadísticos se hicieron

Tabla 3. Listado de índices autoecológicos y de diversidad.

Abreviatura Nombre Referencia

%PT % de taxones tolerantes a la contaminación Kelly & Whitton, 1995

IDAP Índice Diatomológico de Artois-Picardie Prygielet al ., 1996

IBD Índice Biológico de Diatomeas Lenoir & Coste, 1996CEE Índice de la Comunidad Económica Europea Descy & Coste, 1991

DESCY Índice de Descy Descy, 1979

DI_CH Índice de Hurlimann Hurlimann & Niederhauser, 2002

EPI-D Índice de Eutro zación- Polución Dell’Uomo, 2004

Eq Equitabilidad -

IDG Índice Genérico de Diatomeas Rumeau & Coste, 1988

Ha Índice de diversidad de Shannon Shannon & Weaver, 1949

ILM Índice de Leclerq & Maquet Leclerq & Maquet, 1987LOBO Índice de Lobo Loboet al ., 2002

IDP Índice de Diatomeas de la Pampa Gómez & Licursi, 2001

S Riqueza de especies -

SHE Índice de Steinberg & Schiefele Steinberg & Schiefele, 1988

SID Índice Sapróbico de Rott Rottet al ., 1997

SLA Índice de Sládeček Sládeček, 1986

IPS Índice de Poluosensibilidad Especí ca Coste en Cemagref, 1982

IDT Índice Tró co de Diatomeas Kelly & Whitton, 1995

TID Índice Tró co de Rott Rott et al ., 1997

DAIpo Índice de comunidades de diatomeas Watanabeet al ., 1988


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con el programa estadístico STATISTICA v. 8.0 software (StatSoft, Inc., 2007).

Los inventarios orísticos obtenidos[Artículos III, IV y V] tras los recuentosde diatomeas al MO se han tratado con elprograma informático OMNIDIA versión5.1 (Lecointe et al., 1993, 1999) quecalcula 18 índices diatomológicos (Tabla3) cuyos valores están relacionadoscon el estado ecológico de las masas deagua. Para poder comparar los datos conmayor facilidad, utiliza la misma escalapara la mayoría de ellos, estando los valores comprendidos entre 1 y 20 (Tabla4) para facilitar la interpretación de losdatos. Además, el programa calcula tresíndices de diversidad (Tabla 3). Muchosde los índices diatomológicos (IDAP,EPI-D, IBD, SHE, IPS, DESCY, ILM,IDG e IDP) se basan en la fórmula deZelinka & Marvan (1961), donde Aj esla abundancia relativa del taxón j, Sj, el valor de sensibilidad a la contaminacióndel taxón j y Vj, el valor indicador o gradode estenoecia del taxón j.

ID = Σ (A i ⋅ Si ⋅ V i) / (Σ A i ⋅ V i)Las diferencias principales entre los

diferentes índices radican en la precisióntaxonómica que requieren, el número detaxones incluidos en su cálculo y en los valores autoecológicos considerados. ElIDG utiliza taxonomía a nivel de género eincluye todos los géneros de agua dulce. ElIDAP considera 91 especies y 45 géneros.El resto, requieren determinación a nivelespecí co y se diferencian principalmenteen el número de especies implicadas en

el cálculo (IBD: 209, DESCY: 106, ILM:210, SLA: 323, IPS: todas las especiesconocidas). El índice CEE se calcula apartir de una tabla de doble entrada con valores autoecológicos de 208 especiescomunes. El %PT funciona como unsuplemento del IDT (indicador del efectode los nutrientes inorgánicos) e indica laproporción de la muestra compuesta portaxones tolerantes a la contaminaciónorgánica.

Con el n de evaluar las relacionesexistentes entre las variables físico-químicas medidas (Tabla 2) y los índicescalculados (Tabla 3) se calcularon loscoe cientes de correlación de Spearman[Artículos III y IV].

Para determinar qué índicediatomológico se adecúa mejor a la zonade estudio [Artículo IV] se calculó elíndice de correlación CI (Blanco et al.,2007) entre los 18 índices diatomológicos y las 18 variables ambientales. La fórmulaaplicada fue:

CI = [Σ (ρS2 · S)] · n-2dondeρS es el coe ciente de correlación deSpearman; S es el número de correlacionesestadísticamente signi cativas (α = 0,95) y n es el número de variables estudiadas.CI oscila entre 0 y 1, indicando el mínimo y el máximo teórico de las relacionesentre las variables.

Las lagunas del Artículo IV seclasi caron en tres niveles tró cos (Bajo:< 60, Medio: 60-140, Alto: > 140 µg TPL-1) en función de la concentración mediaen verano de fósforo total (PT), tomandocomo base la clasi cación para lagossomeros de Mosset al . (2003).

Con el n de identi car lasdiferencias signi cativas entre los valoresresultantes de los índices diatomológicospara las diferentes especies de plantas

hospedadoras, se realizó un ANOVAno paramétrico de una vía (Kruskal- Wallis) [Artículo III] y una ANOVAde dos vías [Artículo IV] . Además, el

Tabla 4. Clases de calidad propuestapara la DMA.

CALIDAD RANGO

Mala 1 – 5

Pobre 5 – 9

Moderada 9 – 13Buena 13 – 17

Excelente 17 – 20


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análisis de varianza de una vía (Kruskal- Wallis) se utilizó a su vez para buscardiferencias en cuanto a la calidadecológica entre lagunas[Artículo III] y la ANOVA de dos vías para comprobarla capacidad de los índices de diatomeaspara diferenciar los niveles tró cosestablecidos [Artículo IV] . A su vez,para analizar la in uencia del macró tohospedador sobre la composición de lacomunidad de diatomeas asociada, serealizó un ANOSIM, a partir de datosde abundancia relativa de diatomeas[Artículos III y IV] . Este últimotest se utilizó también para evaluarlas diferencias a nivel de comunidadentre los niveles tró cos establecidos[Artículo IV] . Como complemento aestos análisis sobre la composición delas comunidades se realizó un análisisde coordenadas principales (PCO) apartir de las abundancias relativas delos taxones identi cados[Artículo IV] .Los supuestos necesarios para realizar la ANOVA se veri caron mediante los testde Kolmogorov y Levene.

Los test de correlación de Spearman[Artículos III y IV], el análisis de varianzade una vía (Kruskal-Wallis) [ArtículoIII] y la ANOVA de dos vías [ArtículoIV] se realizaron con el programaSTATISTICA (StatSoft, Inc., 2007). Eltest de permutación ANOSIM con elprograma Community Analysis Package version 3.11 (Pisces Conservation Ltd,2004) [Artículos III y IV], y el PCO conel PAST versión 1.78 (Hammer et al.,2001) [Artículo IV].

En el Artículo V se hizo unaclasi cación tró ca de las lagunas en cinconiveles en función de su concentraciónde PT (Stenger-Kovacs et al., 2007), pormedio del algoritmo “k-means” (Hartigan& Wong, 1979). Los factores abióticosse clasi caron en 3 grupos: químicos

(pH, conductividad, profundidad deldisco de Secchi, PT, NT y cloro la a),morfométricos (área y profundidadmedia) y geográ cos (latitud y altitud).

Se estudiaron las respuestas de lascomunidades de diatomeas a estos gruposmediante un análisis multivariante dedistancia para un modelo linear usandoselección aditiva (DISTLM, Anderson,2003). Este análisis realiza una regresiónmultivariante múltiple en base a unamedida de distancia dada, que resultaen una selección aditiva de los conjuntosde variables predictivas con tests depermutaciones aleatorias (McArdle & Anderson, 2001). La medida de distanciausada para el DISTLM fue la distanciade Manhattan, por ser una función de valores absolutos de distancia y robustafrente a valores extremos (Lear & Lewis,2009). Se realizó también un análisis decorrespondencias canónicas (CCA) y unanálisis de regresión paso a paso (SRA)para explorar la dependencia de lasabundancias relativas de las diatomeassobre las características químicasdel agua. Para evaluar las diferenciassigni cativas entre los grupos de laslagunas y la ordenaciónresultante delCCA, se realizó un test de similitud

(ANOSIM). Los análisis estadísticos sehicieron con los programas STATISTICA versión 8.0 (StatSoft, Inc., 2007) y PAST versión 2.04 (Hammer et al., 2001).

En los casos en los que las variablesmedidas no siguieron distribucionesnormales (test de Kolmogorov-Smirnov, p< 0,05), se aplicaron análisis estadísticosno paramétricos [Artículos II y III].


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4. DISCUSIÓN GENERAL

Apuntes taxonómicos

El género Pseudostaurosira ,originalmente descrito por Williams& Round (1987), se caracteriza porpresentar un número reducido deareolas por estría, esternón ancho, velocon volae normalmente rami cado,ausencia de rimopórtula y campo apicalde poros reducido o ausente (Roundetal ., 1990). La presencia y posición de lasespinas es variable dentro del género. Lamayoría de los taxones tiene las espinassituadas en los vimines, aunque enalgunos otros se sitúan en losvirgae (e.g. P. pseudoconstruens) o están ausentes(e.g. P. parasitica o P. microstriata ). En P. laucensis las espinas están situadastanto en los vimines como en losvirgae,formando una línea continua a lo largodel borde de la cara valvar.

En base a las característicasarriba mencionadas, los tres taxones

analizados en este estudio se ajustan algénero Pseudostaurosira . En los trestaxones las espinas están situadas en losvimines. A diferencia de muchos taxonespertenecientes a Pseudostaurosira , P.americana tiene el esternón estrecho.La disminución en tamaño de lasareolas hacia el área axial de la valva esmenos pronunciada en P. americana que en P. alvareziae. Este carácter estápresente en muchos otros representantesde Pseudostaurosira , aunque su variabilidad aun no ha sido analizadaen profundidad. Las proyeccionesredondeadas y aplanadas que cubren laareola (presentes en P. americana y P.alvareziae) son cada vez más frecuentesen representantes de Pseudostaurosira (Morales, 2001; Morales & Edlund, 2003;Siver et al ., 2005). Las espinas serradasestán presentes en P. trainorii (Morales,

2001), un taxón ampliamente extendidoen Norte América, y aparentementetambién presente en Europa (E.A.Morales, obs. pers.). La frecuencia de

espinas serradas en Pseudostaurosira aún se desconoce y son necesarios másestudios para determinar si es un carácterampliamente extendido.

Desde su descripción, Fragilaria construens var.subsalina ha sido sometidaa varios cambios nomenclaturales no basados en observaciones de MEB. Sinembargo, algunos autores han presentadofotografías de MEB de taxones malidenti cados como Fragilaria construens var. subsalina (e.g. Fabri & Leclercq,1984; Vyverman, 1991; Witak, 2001), yaque las espinas estaban situadas en losvirgae y no en los vimines como en elmaterial lectotípico.

P. alvareziae se parece a P. subsalina en muchas características como laposición y forma de las espinas y lasplacas del manto, la densidad de estrías,

el número de areolas por estría y la forma y orientación de losvolae. Sin embargo,ambas especies di eren en varioscaracteres: a) en P. alvareziae las valvasson más pequeñas y estrechas que en P.subsalina; b) los ápices son subrostradosen P. subsalina y ampliamenteredondeados en P. alvareziae; c) elesternón en P. subsalina es lanceolado y más ancho, mientras que en P.alvareziae es más estrecho y lanceolado,pudiendo ser a veces linear o irregular; y d) la disminución hacia el área axialen el diámetro areolar es gradual en P.alvareziae y más abrupto en P. subsalina. A pesar de estas diferencias diagnósticas,probablemente se ha confundido amenudo P. alvareziae con P. subsalina (e.g. Blancoet al ., 2008).

P. americana fue inicialmente

incorrectamente identi cada como P.subsalina en Morales (2005), basándoseen la similitud con los especímenes delmaterial lectotípico de P. subsalina


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ilustrado en Simonsen (1987) y Krammer& Lange-Bertalot (1991). En este estudio,se presentan imágenes adicionales deMEB de la población tipo (Figs 112-115en el artículo I) y fotografías de MO deespecímenes de una muestra adicionalde la localidad tipo recogida seis añosdespués (Figs 74-93 en el artículo I).

Los individuos más grandes de P.americana se parecen a P. subsalina.Sin embargo, P. subsalina nunca tieneun verdadero esternón linear y tienemenor densidad de estrías. P. americana se diferencia de P. alvareziae por tenerápices cuneados y esternón linear. Además, P. americana tiene mayordensidad de estrías (16-18 en 10 µmcomparada con 13-15 en 10 µm de P.alvareziae).

Los resultados del test ANOSIMmostraron que no existen diferenciassigni cativas entre P. subsalina sensuMorales 2005 y P. americana . El tamañorelativo de las elipses de con anza en la

ordenación multivariante, da una idea dela amplitud morfológica de los taxones,que es bastante mayor en el caso delmaterial tipo analizado de F. construens var. subsalina.

El estudio del material tipo deespecies que pueden ser confundidasfácilmente en MO es de crucialimportancia dado que las diatomeas seusan de forma rutinaria en el monitoreode la calidad del agua. La identi caciónequivocada de especies pequeñas, pococonocidas pero, a menudo, bastantecomunes, puede derivar en evaluacionesde calidad del agua imprecisas. Estoes especialmente relevante cuando lasespecies involucradas tienen per lesautoecológicos muy diferentes, comola especie salobre P. subsalina quepuede confundirse fácilmente con P.

alvareziae (Blanco et al ., 2008) o P.americana (Morales, 2005, como P.subsalina), taxones que se encuentranen aguas con bajo y moderado contenido

en electrolitos, respectivamente. Por lotanto, es importante revisar el materialtipo de especies que se tipi caron pormedio de dibujos como es el caso, porejemplo, de P. elliptica (Edlund et al .,2006), P. perminuta (Grunow) Sabbe & Vyverman (Sabbe & Vyverman, 1995) y P. subsalina [Artículo I] .

Elección de la métrica másadecuada en bioindicación.

Dada la variedad de métricasutilizadas en el campo de la bioindicación(Ector & Rimet, 2005), es importantedeterminar la validez de éstas a la horade aplicarlas en diferentes ecosistemas ya diferentes comunidades de organismos.Una parte del estudio analiza la validezde las medidas de diversidad frente a losíndices diatomológicos [Artículo II] .Por otra parte, dentro del amplio espectrode índices basados en la autoecología delas diatomeas, se han identi cado losíndices más adecuados para cada estudio[Artículos III y IV] .

Aplicabilidad de los índices dediversidad Las medidas de diversidad se han

utilizado tanto para estudiar la estructurade las comunidades de organismospresentes en un ecosistema, como paraevaluar los cambios en los factoresabióticos que afectan al ecosistema.Nuestros resultados [Artículo II]sugieren que los índices de diversidaddi eren en su sensibilidad al aumento enlas concentraciones de nutrientes, a pesarde que ninguno de los índices estudiadospresentó relaciones claras y consistentescon las variables limnológicas indicadorasde eutro zación. Entre estos métodos, losmás usados son el índice de Shannon y lariqueza de especies, los cuales parecenexplicar gran parte de la estructura delas muestras biológicas. Los resultados

indican que estas variables presentanuna respuesta al aumento de lasconcentraciones de nutrientes en formade curva unimodal, cuyo máximo se


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encuentra a niveles de PT relativamentealtos. Numerosos trabajos, entre losque se incluyen varias investigacionessobre comunidades de diatomeas, sehan enfocado a estudiar la relación entrediversidad y fertilidad. Los enfoquesclásicos adoptan un patrón de bajadiversidad en aguas enriquecidas, coníndices de diversidad correlacionadossigni cativamente con los nutrientes(Archibald, 1972; Patrick, 1973). Moss(1973) sugirió que las especies mejoradaptadas al enriquecimiento ennutrientes presentarían una situación ventajosa bajo condiciones eutró cas,resultando en una distribución irregularde los individuos entre los diferentestaxones. Sin embargo, las relacionespositivas entre diversidad y fertilidadson frecuentes en la literatura. Vilbaste& Truu (2003) y Lavoieet al . (2008)encontraron que a medida que aumentala eutro a del agua, el índice de Shannontiende también a aumentar. Marcus(1980), Maznah & Mansor (2002) oBergfur (2007) encontraron resultados

análogos. Por otra parte, la hipótesis deperturbación intermedia plantea que ladiversidad presenta su máximo bajo unaintensidad de perturbación intermedia(Connell, 1978). Esta hipótesis se hacon rmado en muchos estudios decampo sobre diatomeas bentónicas (Loboet al,. 1995; Biggs & Smith, 2002). Estoconcuerda con la actual idea generalizadade que la productividad determina lamáxima riqueza especí ca. Según Coxetal . (2006), para un ecosistema dado, hayun máximo que sitúa el límite superiorde coexistencia de especies a lo largo delgradiente tró co. Sin embargo, Molis(2002) plantea que estas respuestasunimodales dependen del indicador deperturbación elegido y del parámetro dediversidad. Además, no son persistentesen sucesión, debido a que la diversidadllega a su máximo rápidamente durante

la colonización (Oemke & Burton, 1986).Chase & Leibold (2002) y Harrisonet al .(2006) propusieron que la relación entreproductividad y diversidad de especies

es habitualmente positiva a escalasregionales, pero a menudo, unimodal,negativa o inexistente a escalas espacialeslocales. Sin embargo, Gillman & Wright(2006), en una revisión bibliográ caexhaustiva, sólo con rmaron relacionespositivas tanto en estudios que usarondatos de extensión global o continentalcomo en la mayoría de los estudios deextensión regional o local. Soininen(2009) ha observado recientemente endiatomeas de arroyos que la relacióndiversidad-productividad muestra unagran variabilidad entre diferentes escalasespaciales, sugiriendo la presencia deotras variables a parte de los nutrientes,como factores determinantes de ladiversidad de diatomeas. Además, laslimitaciones históricas y biogeográ caspueden explicar estos patrones mejorque las condiciones ambientales actuales(Vyverman et al ., 2007). Esta compleja variabilidad puede dar cuenta, hastacierto punto, del hallazgo habitual decorrelaciones no signi cativas o débiles,entre parámetros de diversidad y

productividad en estudios diatomológicos(Wu & Kow, 2002; Bellingeret al ., 2006;Simkhadaet al ., 2006).

Las técnicas tradicionales deregresión son insu cientes paracaracterizar las relaciones productividad-diversidad (Cox et al ., 2006), por loque el estudio se ha complementadocon análisis grá cos de frecuencia/abundancia de taxones de diatomeas a lolargo del gradiente de PT, lo que ha dadoresultados contradictorios. Las curvas deacumulación de especies sugirieron unacorrelación negativa entre la riqueza deespecies y las concentraciones de PT,mientras que el diagrama de rango/abundancia se adecúa mejor con unarespuesta unimodal de productividad-diversidad.

Una cuestión importante abordadaen este estudio, es la dependencia dela frecuencia de ocurrencia sobre elestado tró co. Los datos muestran que


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la pendiente de la relación ocurrencia/abundancia es signi cativamente menoren comunidades que viven en aguas conconcentraciones de PT por debajo de100 μg·L-1. Las relaciones positivas entreabundancia y ocupación son uno de lospatrones más generalizados en ecología,pero rara vez se han relacionado confactores ambientales. Se ha demostradoque la ocupación regional está relacionadapositivamente con la amplitud del nicho(Heino & Soininen, 2006), por lo quenuestros datos sugerirían amplitudesecológicas más estrechas en las especiesindicadoras de niveles tró cos bajos,una hipótesis que requiere ser másinvestigada. Índices autoecológicos de diatomeas

Tras estudiar la adecuación de losíndices autoecológicos a cada ecosistema,se comprobó que los índices queobtuvieron mejores correlaciones con las variables ambientales fueron SID paralas lagunas Arkaute y Betoño[ArtículoIII] y CEE, IPS e IBD para las lagunas

de la depresión del Duero [ArtículoIV]. En la cuenca del Duero, el IPSobtiene mejores resultados en estudiosde evaluación ecológica en ríos (Blancoet al ., 2007) mientras que nuestrosresultados muestran que es el CEE el másadecuado en el caso de las lagunas. Lasprincipales diferencias entre los índicesautoecológicos radican en el espectro

orístico (la lista de especies junto consus valores autoecológicos) consideradopor cada método. Por lo tanto, se puedenencontrar resultados opuestos aplicandodiferentes índices al mismo conjunto dedatos (Blanco et al ., 2007; Feio et al .,2009; Martín et al ., 2010). En general, lacorrelación entre los índices de diatomeas y las variables ambientales depende delporcentaje de individuos consideradopor cada índice (Blancoet al ., 2007).

Evaluación del estado tró co

El estudio sobre la capacidad dediagnosis de los diferentes índicesautoecológicos re ejó que ninguno de los

índices autoecológicos [Artículo IV]diferenció entre los niveles de fósforoBajo-Medio, pero sí entre Bajo-Alto. Lainterpretación de los datos sobre nivelestró cos depende, en gran medida, delmodelo de clasi cación utilizado. Porejemplo, un lago profundo con unaconcentración de PT de 30 µg L-1, seconsideraría mesotró co mientras que unlago somero con la misma concentraciónde PT se clasi caría como ultraoligotró co.Por este motivo, nuestra clasi caciónestá basada en la de Mosset al . (2003)para lagos someros. El CEE[ArtículoIV] se correlacionó ligeramente mejorcon las variables ambientales que el IPS,probablemente debido a que los valoresautoecológicos (S y V) asignados a cadataxón son más precisos en su base dedatos. El índice SID[Artículo III] sólose correlacionó signi cativamente con las variables químicas cuando el macró tomuestreado fue Iris pseudacorus, apesar de que los resultados del test deKruskal-Wallis demostraron que no haydiferencias signi cativas con respecto a

los valores de los índices entre plantas. Al comparan la in uencia sobre

las comunidades de diatomeas epí tasde tres grupos de variables (químicas,morfométricas y geográ cas)[Artículo V] los resultados evidenciaron que lascomunidades de diatomeas epí tasresponden principalmente a las variablesquímicas (cloro laa, conductividad y PT). Además, el CCA demostró la concordanciaexistente entre la clasi cación biológicade las lagunas basada en diatomeasepí tas y la clasi cación basada en losniveles de PT. Diversos autores hanencontrado que las concentraciones denutrientes son las variables principalesque determinan la composición yestructura de las comunidades dediatomeas epí tas (Pan et al ., 2000;Della Bellaet al ., 2007), aunque en lagos

ácidos la relación entre las comunidadesde epíftas y la concentración de PT puedeser menor (Denys, 2007).


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Por otra parte, factores como lalatitud y la altitud pueden determinar lascaracterísticas de las lagunas modi candola respuesta de las comunidades epí tasfrente al estado tró co. En este estudio, lacalidad del agua de las lagunas parece estarmenos in uenciada por los nutrientes enlatitudes altas que en latitudes más bajas.Las inferencias ambientales a partir deepí tas, pueden estar sujetas a variacionesespaciales (Denys, 2007). Sin embargo,diversos estudios (Donohueet al ., 2009;McElarney & Rippey, 2009) encontraronpoca variación en comunidades biológicasde agua dulce, siendo más importanteslos efectos locales que las característicasa gran escala. Todo esto sugiere quelas diatomeas pueden ser utilizadascomo bioindicadores en un rango muyamplio de condiciones morfométricas ylocalizaciones geográ cas.

Hipótesis del sustrato neutro.

Esta hipótesis supone que lacomunidad perifítica asociada a un

sustrato, no se ve afectada por lanaturaleza del mismo. Muchos estudioshan analizado la in uencia del sustratoen la calidad del agua inferida a partirdel análisis de comunidades perifíticas(Cattaneo & Amireault, 1992; Poulíckováet al ., 2004). Por ejemplo, en un estudio decalidad en el río Plaine (Francia), Besse-Lototskayaet al . (2006) observaron que 8de las 17 métricas estudiadas (incluyendoCEE) variaron dependiendo del tipode sustrato muestreado (macró tos,piedras o sedimento) y encontraron queel sustrato más adecuado para el CEEfueron los macró tos, sin embargo, elIPS y el IBD no resultaron afectados porla elección del sustrato. Poulíckováetal . (2004) compararon comunidades dediatomeas desarrolladas sobre piedras,sedimento y tallos de juncos y encontraronque la composición especí ca di ere

entre sustratos y que la evaluación delestado tró co se ve afectada por estasdiferencias. Potapova & Charles (2005)encontraron menor riqueza especí ca,

diversidad y biovolumen de diatomeasen sustratos duros (roca y madera)que en sedimentos (arena y limo), sinembargo, la relación entre estos atributos y los factores ambientales fue similarindependientemente del tipo de sustrato.En nuestro estudio[Artículos III y IV] la capacidad de diagnóstico de los índicesCEE, IPS y SID no se vio afectada por laidentidad del macró to hospedador,mientras que los valores del IBDdi rieron entre especies. Los resultadosobtenidos por Eminson & Moss (1980)sugieren que las diferencias encontradasen las comunidades de epi ton estánmás in uenciadas por las variacionesen el ambiente que por el macró tohospedador. En la misma línea, Caput& Plenković-Moraj (2000) concluyenque la similitud entre las comunidadesdiatomológicas desarrolladas en tallos vivos y muertos deCladium mariscus Phol. se debe probablemente a launiformidad de las condiciones físico-químicas. Sin embargo, hemos observado[Artículo III] que la relación entre

comunidades de diatomeas epí tas y las variables limnológicas puede ser másdébil en algunas plantas como Carexriparia y Veronica anagallis-aquatica .

Los análisis de similitud relacionadoscon la abundancia y composiciónespecí ca de las comunidades dediatomeas a lo largo de los nivelestró cos [Artículo IV] con rmanque las comunidades epí tas re ejancambios estructurales relacionados conel ambiente, proporcionando así, una base para su implementación como bioindicadores en lagos someros. Sehan encontrado diferencias análogascomparando diferentes plantas sustrato.Las diferencias estructurales en lascomunidades perifíticas desarrolladassobre diferentes sustratos han sidoestudiadas por diversos autores. Kitner &

Poulícková (2003) observaron diferenciassigni cativas en la riqueza especí ca dediatomeas desarrolladas en distintossustratos (epiliton, epipelon y epi ton).


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Por el contrario, Winter & Duthie (2000)no encontraron diferencias estructuralesconsistentes en comunidades dediatomeas epilíticas, epipélicas y epí tasde ríos, a pesar de que algunos taxonesfueron más abundantes en ciertoshábitats. Yallop et al . (2009) tampocoencontraron diferencias signi cativasen la evaluación del estado tró co (TDI),la riqueza de especies, la diversidad o laabundancia relativa de taxones mótilesentre comunidades de diatomeasepilíticas y epifíticas.

En nuestro estudio, hemosencontrado diferencias signi cativasen la composición especí ca de lascomunidades de diatomeas desarrolladasen Scirpus lacustris, Typha latifolia y

Myriophyllum alterni orum [ArtículoIV] pero no entre las desarrolladasen Carex riparia , Iris pseudacorus yVeronica anagallis-aquatica [ArtículoIII] .

Las diferencias a nivel de comunidad

han sido estudiadas también paradistintos macró tos con resultadosdiferentes. Por ejemplo, Townsend & Gell(2005) encontraron que las comunidadeseran similares entre Juncus yChara y, sinembargo, las comunidades desarrolladasen Vallisneria estaban empobrecidas enespecies. Las diferencias intraespecí casen el epi ton macrofítico pueden afectartambién a parámetros funcionales comola biomasa algal o el contenido de Cloro laa (Laugaste & Reunanen, 2005). Talesdiferencias pueden no estar relacionadascon la similitud morfológica entre plantas,por ejemplo, Blindow (1987) encontródiferencias mayores, con respecto a lacomposición del epi ton, entreCharaglobularis Thuill. yChara tormentosa L.que entre esta última y Nitellopsis obtusa (Desv.) J. Groves. Además, encontródiferencias en la densidad del epi ton

desarrollado sobre distitntos macró tos,con algunas especies de diatomeasmás abundantes en ciertas plantas(e.g. Cocconeis placentula Ehrenberg

presentó gran a nidad por Potamogeton pectinatus L.). Esta preferencia por unsustrato concreto ha quedado recogida enmuchos artículos (e.g. Caput & Plenković-Moraj, 2000; Townsend & Gell, 2005;Messyasz & Kuczyńska-Kippen, 2006).En este estudio [Artículo IV] se hanencontrado este tipo de preferencias(e.g. Gomphonema parvulum (Kützing)Kützing y Halamphora veneta (Kützing)Z. LevkovporT. latifolia L., Encyonopsissubminuta Krammer & Reichardt por M. alterni orum DC. in Lam. & DC., oCocconeis euglypta Ehrenberg que parecedesarrollarse mejor sobre S. lacustrisL.), junto con una mayor riqueza especí caen las comunidades desarrolladas sobre M. alterni orum . Se han considerado varias hipótesis alternativas para explicarlas diferencias estructurales del epi tonentre macró tos hospedadores, porejemplo, factores estocásticos asociadoscon la colonización de las diatomeas(Townsend & Gell, 2005) o la liberaciónde sustancias alelopáticas por parte delos macró tos (Gross, 2003), a pesar

de que el epi ton es menos sensible aestas sustancias que el toplancton (Hilt,2006).

Los datos mostrados en esteestudio indican que los índices másadecuados para la evaluación de lacalidad ecológica fueron SID, para elhumedal de Salburua [Artículo III] yCEE para las lagunas de la depresión delDuero [Artículo IV] . A pesar de queel CEE no discriminó adecuadamenteentre los niveles Bajo- Medio, fue elmejor correlacionado y discriminaadecuadamente entre diferentes nivelesde calidad independientemente de laplanta sustrato, con lo que se podríaaplicar a una gran variedad de lagossomeros independientemente de su vegetación.

Las comunidades de diatomeasresponden, principalmente, a lascondiciones físico-químicas del agua,por encima de factores siográ cos


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o geográ cos, por lo tanto, quedademostrada su universalidad como bioindicadores en sistemas leníticos,independientemente de la plantasustrato, la profundidad y extensión dellago y su ubicación geográ ca.


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5. CLONCLUSIONES

P. alvareziae1. queda de nida comouna especie diferenciada de P.subsalina por su menor tamaño,por presentar ápices ampliamenteredondeados, esternón más estrecho y una disminución hacia el área axialen el diámetro areolar más gradualque en P. subsalina.

P. americana2. queda de nida comouna nueva especie diferenciada de P. subsalina por presentar esternónlinear y mayor densidad de estrías. Losíndices de diversidad de diatomeas noson adecuados para inferir los nivelesde PT en ríos. Estudios posteriorescon datos adicionales de diferentesregiones permitirán evaluar la utilidadde estas métricas como indicadores decalidad del agua a escalas espaciales ytemporales diferentes.

La correlación signi cativa entre3.el índice SID y las variables

químicas prueba la efectividad delas comunidades de diatomeasepí tas como indicadores ecológicospotenciales en sistemas leníticos deacuerdo a las pautas establecidas enla DMA.

El índice CEE discrimina4.adecuadamente entre diferentesniveles de calidad independientementede la planta sustrato, con lo que sepodría aplicar a una gran variedad delagos someros independientementede su vegetación.

La composición de las comunidades5.de diatomeas epí tas varió en funcióndel macró to hospedador y el niveltró co de la laguna. Sin embargo,la inferencia de la calidad del aguano se vio afectada por el macró to

hospedador muestreado. Por lo tanto,las diatomeas epí tas se pueden usarcomo bioindicadores del estado tró coen una amplia variedad de sistemas

lacustres independientemente dela composición especí ca de lacomunidad de macró tos presente.Las comunidades de diatomeas epí tasresponden principalmente a variablesquímicas, pudiendo ser utilizadas en bioindicación bajo un amplio rangode condiciones morfométricas yubicaciones geográ cas.


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6. ABSTRACT

This work is based on ve researchpapers concerning different aspects of bioindication from periphytic diatomassemblages growing on both lotic andlenthic systems.

The taxonomy, ecology and systematicposition of Fragilaria construens var.subsalina has been clari ed and twomorfologically related taxa are herepresented as two new species to science( Pseudostaurosira alvareziae and Psedostaurosira americana ). To thatend, the type material of the three taxahave been studied by means of lightand scanning electron microscopy. Amorphometric analysis of the valve shapesupports the morphological separation between the three species.

The reliability of diversity indices based on diatom communities as biomonitoring metrics was studied.For that purpose, common diversity

indices were calculated from epilithicdiatom communities from 640 stationsspread over the Loire-Bretagne NationalNetwork (France) and comparedagainst abiotic factors. Samplingstations were classi ed according totheir trophic status (TP concentration).Several theoretical predictions aboutthe relationship between communitystructural parameters and limnological variables were tested. Diversity indicesexhibited poor linear correlations with environmental factors indicatingecological status. No clear patterns werefound concerning species accumulationcurves, occurrence-abundance,frequency-abundance and frequencydistribution of diatom taxa betweendifferent trophic levels. Therefore,the use of diatom diversity indices in biomonitoring studies is discouraged.

The applicability in lenthic systems ofdiatom autoecological indices developedfor lotic systems was also tested. To that

end, epiphytic diatom communitiesfrom two shallow lakes, Arkaute andBetoño, located in the Salburúa wetlandand nineteen shallow lakes located inthe depression of the Duero basin werestudied. Correlation among indices anenvironmental variables were analyzed,obtaining better results for SID indexin Arkaute and Betoño and for CEC, SPIand BDI in the shallow lakes from Duerodepression. Furthermore, the in uenceof plant substrata on the structure of thediatom communities and on the waterquality inferred from them was studied by means of variance, similarity andmultivariate analysis. The diagnosticcapacities of CEC, SPI and SID wereunaffected by macrophyte speciesidentity, whereas BDI values did differamong species. Signi cant differences were found in the speci c compositionof diatom assemblages developed on Scirpus lacustris, Typha latifolia and Myriophyllum alterni orum but not on

the ones developed onCarex riparia , Iris pseudacorus and Veronica anagallis-aquatica . Analysis of similarity relatingto species abundance and composition ofdiatom assemblages throughout trophiclevels con rm that epiphytic communitiesshow environment-related structuralchanges, thereby providing a basis fortheir implementation as bioindicatorsfor shallow lakes.

Finally, the effects of lake chemical,morphometric and geographicalparameters on epiphytic diatomassemblages from 44 shallow lakeslocated in different European countries,covering a wide range of geographicalregions and limnological conditions.Distance-based multivariate analysis,canonical correspondence analysesand stepwise regression analyses were

performed. Results show higher in uenceof chemical variables than morphometricand geographical variables. Thisdemonstrates the applicability of


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epiphytic diatom communities in lenthicsystems, on a wide range of morphometricconditions and geographical locations.

In conclusion, diatom communitiesrespond mainly to physical and chemical variables, overriding the effects ofmorphometric and geographical factors.Thus, it has been demonstrated theuniversality of diatoms as bioindicatorsin lenthic systems, independently of plantsubstrata, lake depth, size and location.


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7. RESUMEN

El presente trabajo está basado encinco artículos de investigación sobrediferentes aspectos referentes a la bioindicación a partir de comunidades dediatomeas perifíticas desarrolladas tantoen sistemas lóticos como leníticos.Se ha clari cado la taxonomía, ecología y posición sistemática de Fragilariaconstruens var. subsalina y de dos taxonesmorfológicamente similares presentadosaquí como dos nuevas especies para laciencia ( Pseudostaurosira alvareziae y Psedostaurosira americana ). Para ello,se ha estudiado el material tipo de los

tres taxones mediante microscopía óptica y electrónica. Un análisis morfométricode las valvas con rma la separaciónmorfológica entre las tres especies.

Se ha estudiado la abilidad en bioindicación de los índices de diversidad basados en comunidades de diatomeas.Para ello se calcularon varios índices dediversidad a partir de comunidades dediatomeas epilíticas pertenecientes a 640

estaciones a lo largo de la cuenca del Loira-Bretaña, y se relacionaron con factoresabióticos. Las estaciones se clasi caron endiferentes niveles tró cos de acuerdo a suconcentración de PT. Se analizaron variashipótesis teóricas relativas a la relaciónentre los parámetros estructurales de lacomunidad y las variables limnológicas.Los índices de diversidad mostraroncorrelaciones lineares débiles conlos factores ambientales indicadoresdel estado ecológico. Además, no seencontraron patrones claros en relacióna las curvas de acumulación de especies,de ocurrencia-abundancia, de frecuencia-abundancia y frecuencia de distribuciónde los taxones de diatomeas entre losdiferentes niveles tró cos. Por lo tanto,se desaconseja el uso de los índices dediversidad basados en diatomeas paraestudios de bioindicación.

Se estudió también la aplicabilidaden sistemas leníticos de los índicesautoecológicos basados en comunidades

de diatomeas desarrollados para sistemaslóticos. Para ello se estudiaron lascomunidades de diatomeas epí tas de laslagunas de Arkaute y Betoño, situadas enel humedal de Salburua, y de diecinuevelagunas localizadas en la depresiónde la cuenca del Duero. Se analizaronlas correlaciones entre los índices ylas variables ambientales, obteniendomejores resultados con el índice SID paralas lagunas Arkaute y Betoño y con losíndices CEE, IPS e IBD para las lagunasde la depresión del Duero. A su vez, seestudió la in uencia de la planta-sustratosobre la estructura de las comunidadesde diatomeas y sobre la calidad del aguainferida a partir de éstas, medianteanálisis de varianza, de similitud yanálisis multimétricos. La capacidad dediagnóstico de los índices CEE, IPS y SIDno se vio afectada por la identidad delmacró to hospedador, mientras que los valores del IBD di rieron entre especies.Se encontraron diferencias signi cativas

en la composición especí ca de lascomunidades de diatomeas desarrolladasen Scirpus lacustris, Typha latifolia y Myriophyllum alterni orum perono entre las desarrolladas en Carexriparia , Iris pseudacorus y Veronicaanagallis-aquatica . Los análisisde similitud relacionados con laabundancia y composición especí cade las comunidades de diatomeas a lolargo de los niveles tró cos con rmanque las comunidades epí tas re ejancambios estructurales relacionados conel ambiente, sentando así, las bases parasu implementación como bioindicadoresen lagos someros.

Por último, se ha evaluado lain uencia de parámetros químicos,morfométricos y geográ cos sobre lascomunidades de diatomeas epí tas

desarrolladas en 44 lagunas localizadasen diferentes países europeos, cubriendoun rango de condiciones geográ cas ylimnológicas muy amplio. Se realizaron


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