Résumé.L'intégration des travailleurs pour compte propre au système de protection sociale est un défi de première grandeur en Amérique latine. En 2007, l'Uruguay a réformé son régime spécifique de contribution unique à l'intention de ces travailleurs, permettant à une proportion significative d'entre eux d'y adhérer. Les auteures analysent les caractéristiques et les conditions de travail de cette catégorie en Uruguay, entre 2000 et 2010, ainsi que l'évolution du niveau de cotisation à la sécurité sociale associée à la réforme du régime de contribution unique, de même que le potentiel d'intégration de ce dernier.
ResumenLa incorporación de los trabajadores por cuenta propia al régimen de protección social constituye un desafío importante en América Latina. En 2007 se modificó en el Uruguay un sistema específico de contribución para estos trabajadores, denominado monotributo, tras lo cual una proporción relevante de ellos puede adherirse al régimen. Este artículo presenta un análisis de las características y condiciones de trabajo de estos trabajadores en el Uruguay de 2000 a 2010 y explora la evolución del nivel de cotizaciones a la seguridad social asociada con la modificación del régimen de monotributo, así como su potencial de inclusión.
Este trabajo cuantifica la incidencia de la informalidad –definida de acuerdo con el criterio de la Organización Internacional del Trabajo– y la desprotección social en Uruguay en el periodo 1991-2005, analiza su superposición y las características y remuneraciones de los trabajadores involucrados. La cotización a la seguridad social resulta determinante en el ordenamiento de los trabajadores según sus ingresos. Se fortalece así la idea de que la categoría de desprotección social resulta más adecuada para el estudio de la calidad del trabajo en Uruguay. Sin embargo, se evidencia la necesidad de contar con mejores herramientas metodológicas para realizar un estudio más amplio sobre la temática de calidad del empleo, que abarque otras dimensiones. <br />
Los seguros de desempleo son programas contributivos que buscan brindar un beneficio de naturaleza transitoria y tienen tres objetivos básicos: dar holgura al trabajador para que seleccione un trabajo adecuado a sus capacidades, amortiguar la caída del gasto agregado durante las recesiones a través de la estabilización del ingreso y el consumo y reducir la resistencia de los trabajadores a las reestructuras productivas. La revisión de las experiencias internacionales muestra que, más allá de las diferencias en el diseño de los distintos programas en los diferentes países, los problemas asociados suelen repetirse. En términos generales, los seguros de desempleo pueden inducir a conductas abusivas de parte de los trabajadores y los empleadores. En este artículo se sistematizan las debilidade
Los salarios por hora percibidos en promedio por hombres y mujeres en el sector privado uruguayo mantienen significativas diferencias, aunque éstas han tendido a disminuir durante la década del '90 como resultado de los cambios en los niveles de capital humano y en las características de la inserción laboral de las mujeres. Dado que la segregación laboral se considera uno de los factores explicativos de las diferencias salariales por sexo, en este trabajo se pretende determinar su contribución a las mismas a partir de la contrastación de la hipótesis de "crowding" (Bergmann 1974). Esta hipótesis establece que la concentración de mujeres en ciertas ocupaciones afecta a la baja los salarios percibidos en éstas, tanto para la fuerza de trabajo femenina como masculina, contribuyendo de ese mod
O texto apresenta uma análise da obra do rei Eloquente de Portugal D. Duarte (1433-1438) para destacar seu interesse pela Medicina e sua preocupação com a saúde do reino em tempos de peste. As fontes impressas principais são o Leal Conselheiro e o Livro da Cartuxa, duas versões de apontamentos e ensaios variados entre os quais destaca-se o conhecimento dos saberes da Medicina do século XV. Além de textos médicos, como o Regimento do Estômago, a descrição dos bubões da peste, a fuga dos locais empesteados, enveredou pela practica médica. Assim, coletou diversas receitas de mezinhas compostas contra a peste, das mais simples as mais complexas. Além disso, reuniu outras mezinhas contra outros males que afetavam homens e mulheres. Os conceitos de saúde e enfermidade seguiam a teoria humoral hipocrática -galênica.
O estudo trata do uso de affordances em aplicativos de notícias. O objetivo é identificar de que forma o acionamento de recursos nativos dos dispositivos móveis podem ser explorados pelos usuários, quais as possibilidades de personalização e o nível de autonomia oferecido pelas instituições jornalísticas. São analisados os 10 apps de notícias brasileiros com mais downloads na Google Play. O resultado aponta para um número reduzido de recursos e quase nenhuma liberdade de escolha aos usuários.
La aplicación de la Directiva 60/2000 de la Unión Europea (Directiva Marco del agua, DMA) y, especialmente, el Anexo V, requiere la identificación de los elementos de calidad biológica, parámetros y métricas que permitan diagnosticar el estado ecológico de las masas de agua epicontinentales. Este estado se define como una expresión de la estructura y funcionamiento de los ecosistemas acuáticos . Es decir, no alude sólo a la calidad del agua sino a la conservación general del hábitat y el acercamiento de cada masa de agua a sus condiciones naturales, exentas de impactos antrópicos. Por lo tanto, se establece una relación de indicadores biológicos en ríos, lagos, aguas de transición, aguas costeras y aguas artificiales o muy modificadas que deben analizarse para establecer dicho estado ecológico. En el caso de los ríos estos indicadores son: flora acuática (con especial atención a la algas bentónicas y, sobre todo, a las diatomeas), fauna bentónica de macroinvertebrados e ictiofauna. Para cada uno de dichos indicadores se estudia la abundancia y la composición de especies y, en el caso de la fauna ictiológica, también las estructuras de las clases de edad. Es prioritario que la elección de los parámetros y métricas de los elementos de calidad biológica y los procedimientos metodológicos para su aplicación surjan de los estudios que la comunidad científica ha realizado o está realizando en las cuencas ibéricas y en el resto de Europa y reflejen las directrices de los estándares europeos existentes (normas y pre-normas elaboradas por la Comisión Europea de Normalización). Es decir los trabajos que se presentan deben ser reflejo de las tendencias metodológicas más recientes y de mayor seguimiento. Además, su futura aplicación debe facilitar la comparación de los resultados y el aprovechamiento (siempre que sea posible) de datos históricos. Birk et al. (2013) profundizan en las metodologías y principios necesarios para la puesta en marcha de un proceso de intercalibración a nivel internacional que armonice entre los estados miembros los criterios para la evaluación del estado ecológico. En Europa, en la actualidad, es muy difícil poder llegar a deducir cuáles debieran ser los grados de recuperación que acerquen a los ecosistemas a las condiciones originales libres de la intervención humana. En muchos casos, a lo sumo se podrían definir las condiciones potenciales óptimas a las que se podría aspirar. En la mayoría de los casos faltan conocimientos o, por lo menos, muchos datos que informen sobre la biota original antes de la intervención humana. Por esta razón, es necesario utilizar otra información disponible. De ahí la necesidad de la regionalización de las masas de agua, para se agrupen en tipos de similares características tanto bióticas como abióticas, de forma que, una vez establecidas las características de cada ecorregión, se pueda detectar y cuantificar el grado de alteración de un tramo fluvial en función del grado de concordancia (o discordancia) de sus características abióticas/bióticas con las propias de la ecorregión en la que se encuentra (Gibson et al., 1996). Actualmente, las masas de agua fluviales españolas están ya tipificadas y los respectivos documentos de planificación hidrológica de las distintas Confederaciones Hidrográficas contemplan, para cada masa de agua de su competencia, la tipología a la que corresponde. En el BOE número 229, de 22 de septiembre de 2008, se pueden encontrar las diferentes tipologías definidas para los ríos españoles. Por otro lado, las cuencas españolas tienen legisladas unas pautas de seguimiento y procedimientos de muestreo y análisis de los indicadores contemplados en la DMA. El marco legislativo son unos protocolos redactados y aprobados en 2013 por el Ministerio de Agricultura, Alimentación y Medio Ambiente, que regulan las actuaciones a seguir en todas las cuencas del país. El objetivo es que se la información procedente de los indicadores biológicos de las distintas cuencas españolas sea comparable, al haberse utilizado las mismas técnicas de muestreo y análisis. También se intenta con esta estandarización que las métricas a aplicar (los índices biológicos) sean los mismos en todas las cuencas. Mediante estos protocolos quedan regulados el muestreo, las metodologías de laboratorio y las métricas a utilizar para fitoplancton (en embalses y lagos), macrófitos (en ríos y lagos), invertebrados (en ríos y lagos) y diatomeas bentónicas (en ríos). En particular, los procedimientos relativos a las diatomeas están codificados como ML-R-D-2013 (muestreo y análisis de laboratorio) e IPS-2013 (métricas) (MAGRAMA, 2013 a y b). Por otra parte, las entidades que obtienen la información de los indicadores deben cargar sus datos en unos ficheros de intercambio comunes (denominados FIC) que recogen la información aportada desde todas las cuencas, para todos los indicadores. De esta manera, el seguimiento de los indicadores biológicos en todas las cuencas españolas, a día de hoy, está muy estandarizado y controlado a nivel ministerial. LA CUENCA DEL GUADALQUIVIR A pesar de su gran extensión, la información sobre la cuenca del Guadalquivir cuando se comenzó este estudio, era relativamente escasa, pues no había un estudio o publicación que tratara las diatomeas como indicadores biológicos a nivel de cuenca completa. Esto sucedía también en otras grandes cuencas ibéricas, como la del Ebro o el Duero, aunque en estas cuencas el estudio extensivo de las diatomeas comenzó algo antes, en 2002 (Oscoz et al., 2007) y 2003 (Confederación Hidrográfica del Duero, 2010). No obstante, dentro de la cuenca del Guadalquivir, sí existían bastantes datos de indicadores biológicos en algunos ríos que tenían características particulares como el Guadaira, que es salino y muy contaminado (Gallardo-Mayenco, 1991; Gallardo-Mayenco et al., 2004); el Guadiamar, sometido a contaminación minera y protagonista de un accidente minero catastrófico (Prat et al., 1999; Martín et al., 2004; Toja et al., 2003 a y b, 2004; Toja, 2008); o los ríos sensibles, de alta montaña, que hay en Sierra Nevada (Sanchez-Castillo, 1984). Pero no se habían llevado a cabo estudios a nivel de toda la cuenca, salvo los controles fisicoquímicos realizados por la Comisaría de Aguas del Guadalquivir. Los tres grupos de organismos que mejor definen la calidad del agua de los ríos (sin la que es imposible que haya un buen estado ecológico), son las algas bentónicas (Prygiel et al, 1999), los macrófitos acuáticos (AFNOR, 2003; Flor-Arnau et al., 2015) y los macroinvertebrados (Alba-Tercedor et al. , 2002). Pero la DMA no atiende sólo a la calidad de las aguas, sino al estado ecológico , una propiedad emergente del ecosistema que informa sobre la mayor o menor calidad ecológica del lugar. El buen desarrollo de la vegetación, tanto la acuática como la del bosque de galería, así como la buena conservación de la geomorfología del cauce, también son exponentes de un buen estado ecológico. Para evaluar esta calidad se pueden utilizar varios índices: QBR (Muné et al., 2003), sobre la conservación de la vegetación de ribera; el Índice de Hábitat Fluvial (IHF) de Pardo et al ., (2000); o el Índice del Valor de Hábitat (IVH), que en este proyecto ha sido elaborado para la cuenca del Guadalquivir, basado en el la EPA (US) y que recoge aspectos de los dos índices anteriores. Es decir, para evaluar el estado ecológico es necesario estudiar el ecosistema en su conjunto. Los índices de calidad de agua más empleados son los basados en los macroinvertebrados, debido a la facilidad de la identificación al nivel taxonómico requerido (generalmente Familia). En concreto, el índice IBMWP es el que ha resultado más apropiado para su utilización en los ríos de la Península Ibérica. Pero estos índices, en general apropiados para detectar contaminaciones orgánicas, pueden no serlo para otros tipos de contaminación o, en general, de perturbación del sistema fluvial. Además, no son tan adecuados para los tramos bajos de los ríos que, por su propia naturaleza, sólo permiten el desarrollo de aquellas familias de macroinvertebrados más tolerantes y asociadas a sustratos de granulometría fina, que son los existentes en estas zonas. Tampoco estos índices son adecuados para las aguas estancadas. Por esta razón, deben buscarse otros organismos indicadores adicionales. Las algas han encontrado su lugar como herramienta para la biomonitorización de la contaminación de las aguas, complementando la información que aportan los macroinvertebrados. Los índices desarrollados con estos últimos, generalmente, están enfocados, como se ha comentado antes, a detectar contaminación orgánica, ya que dependen de la mayor o menor tolerancia de las especies al déficit de oxígeno. Las algas pueden reflejar también otras formas de contaminación, como la presencia de metales pesados y la acidificación (Ciorba & Barreiro, 2004; Falkenhayn, 2007; Thomas & John, 2010; Martín & Fernández, 2012) o los contaminantes orgánicos (Rimet & Bouchez, 2011). Por otra parte, las algas pueden informar sobre la situación del río en un periodo de tiempo de uno a dos meses, mientras que los macroinvertebrados informan sobre el estado de la masa en un periodo de tiempo mayor, ya que la capacidad de reacción y adaptación a las circunstancias ambientales es más rápida en las algas que en los invertebrados, que poseen un ciclo de vida más largo. La utilización simultánea de ambos grupos de organismos para el seguimiento y control de la calidad del agua da una información mucho más completa de lo que acontece en los medios acuáticos. LAS ALGAS BENTÓNICAS COMO INDICADORAS Existe una amplia y, a veces, confusa nomenclatura para designar las formas de vida o asociaciones de microorganismos que viven relacionados con algún sustrato. El término perifiton describe a la comunidad microbiótica que vive sobre sustratos sumergidos de diferente naturaleza (sustratos duros, vegetación acuática viva y muerta, sedimentos, etc.). Incluye microalgas, bacterias, hongos y protozoos y diversos grupos de organismos autótrofos (cianobacterias, diatomeas, clorofíceas, etc.). En ocasiones, también se denomina biofilm a esta película de organismos. El término fitobentos , en cambio, se refiere a los organismos autótrofos que viven asociados a cualquier sustrato del fondo de los ecosistemas acuáticos e incluye cianobacterias, algas (micro o macroscópicas) y macrófitos. Pero perifiton también puede emplearse para definir a los productores primarios ( fiton ) que viven alrededor ( peri ) de un sustrato (Casco, 1990). A lo largo del presente trabajo se usará el término perifiton para referirnos a las algas bentónicas que viven asociadas a un sustrato (sea cual sea), incluyendo las cianobacterias y excluyendo a las carófitas. El perifiton así entendido es uno de los indicadores contemplados en la DMA para el monitoreo de los ríos y se considera útil para la detección y seguimiento de presiones debidas a la eutrofización, los incrementos de materia orgánica, la acidificación y la salinidad. Según el tipo de sustrato sobre el que estos organismos se desarrollan, se utilizan otros términos para clasificarlos: epiliton (sobre piedra), epifiton (sobre vegetación), episamon (sobre arena) y epipelon (sobre limos y arcillas). La mayoría de las microalgas son productores primarios y, como tales, responden a las variaciones de nutrientes en el agua. Algunas pueden comportarse como organismos heterótrofos en aguas con fuerte carga orgánica (mixotróficas). Las comunidades de microalgas bentónicas responden al aumento de nutrientes y al de materia orgánica con cambios en su composición (que en muchos casos suponen un descenso de la diversidad) y con el aumento de la biomasa. De esta forma, cuando la masa de agua se eutrofiza, los sustratos aparecen cubiertos con una pátina verde o parda de algas, según qué grupo predomine. Respecto a la acidificación del agua, generalmente, no es problema en el conjunto de España donde, normalmente, las aguas están bien tamponadas. Pero sí puede serlo en algunas zonas de Andalucía, sobre todo en los cauces de la franja pirítica de la Sierra Morena. Por ejemplo, un tramo importante del río Guadiamar aún sigue bajo los efectos de la actividad minera de Aznalcóllar, agudizados por la rotura de la balsa en 1998 y, aunque no entre a formar parte de este trabajo, es paradigmático el ejemplo del río Tinto (Urrea-Clos & Sabater, 2009; Aguilera, 2013). Aunque la calidad del agua es una de las variables que influyen en la composición, densidad y diversidad del perifiton fluvial, no es la única. La heterogeneidad inherente a cada tramo, en lo que se refiere a diferencias de velocidad de la corriente, tipo de sustrato, existencia o no de vegetación, etc., también determina la fisonomía del perifiton. Las variaciones naturales (de escala estacional o anual) de las condiciones ambientales también determinan fluctuaciones en las poblaciones de estas algas, cuyo desarrollo depende de la temperatura, la intensidad luminosa y las características hidrodinámicas y fisicoquímicas del agua. El perifiton se ha propuesto y utilizado como un indicador de la calidad del agua, la eutrofización y otras formas de contaminación, bien a partir de la medida e interpretación de la clorofila a (como estima de la biomasa de algas), bien analizando la abundancia y composición taxonómica de algunos grupos de algas (Douterelo et al., 2004; Lee & Lee, 2009). La determinación de la biomasa del perifiton es común en muchos estudios (Biggs, 1996). La clorofila a bentónica proporciona una estima de la biomasa del fitobentos, que corresponde a un 0,5 a 2 % de la biomasa algal total (APHA, 1998). La variación en esta proporción depende de los grupos taxonómicos presentes en el biofilm y la disponibilidad de luz y nutrientes. La concentración de clorofila a /m2 en el perifiton puede ser usada como indicadora del grado de eutrofia, porque una alta biomasa puede indicar eutrofización. Dodds et al. (1998), propusieron una guía en la cual el límite oligotrófico-mesotrófico es un valor promedio de clorofila a béntica de 20 mg/m 2 o un máximo de 70 mg/m 2 y el límite meso-eutrófico es un promedio de 60 mg/m 2 y un máximo de 200 mg/m 2 . Sin embargo, hay investigadores que cuestionan esta métrica, ya que los valores de clorofila pueden estar influidos por otros factores distintos a la calidad del agua. Por ejemplo, puede acumularse una alta biomasa en hábitats no muy productivos después de períodos largos de flujo estable. Análogamente, una baja biomasa algal puede deberse a escasez de nutrientes, pero también a condiciones de toxicidad (entre las que se encuentra un exceso de materia orgánica), a la perturbación de una tormenta reciente o al pastoreo de los invertebrados. Pero estas limitaciones también pueden ser aplicables a los índices taxonómicos. No todas las especies se comportan igual en cuanto a su resistencia al arrastre por avenidas, ni todas son consumidas de la misma forma por ramoneadores y, además, hay cambios estacionales en la composición de la comunidad. No obstante, los mayores problemas probablemente están en la estandarización del muestreo. En cualquier caso, la información que esta variable proporciona puede ser complementaria a la obtenida con un índice biótico basado en la determinación taxonómica y recuento. LAS DIATOMEAS BENTÓNICAS DEL PERIFITON Las diatomeas constituyen un grupo de microalgas abundantes en prácticamente todos los ecosistemas acuáticos. No se conoce con exactitud el número de especies. Sin embargo se estima que, aplicando los conceptos modernos de especies, su número sería del orden de 105 (Smol & Stoermer, 2010). Son el grupo más diverso de las microalgas bentónicas de los ríos. Algunas son cosmopolitas y, en general, presentan una amplia distribución en Europa. Actualmente se conocen los requerimientos ecológicos de muchas especies. Se sabe que muchas de ellas son indicadoras de contaminación orgánica, eutrofización y acidificación e, incluso, existen estudios que han señalado a las diatomeas como posibles indicadoras de perturbaciones físicas del hábitat fluvial (Pan et al., 2006). Tienen la ventaja de la fácil manipulación y conservación de las muestras debido, en parte, a su cubierta silícea (frústulo) de elevada resistencia y cuyas características morfológicas son la base de la identificación de las especies. En general, las especies de diatomeas están estrechamente vinculadas a las características químicas de las aguas donde viven, en muchos casos crecen en rangos particulares de pH y salinidad y tienen rangos y tolerancias específicos para otras variables ambientales, incluyendo concentración de nutrientes, sedimentos en suspensión, régimen fluvial, elevación y perturbaciones antrópicas. Como resultado son ampliamente utilizadas en la valoración y monitoreo ambiental. Su cubierta celular silícea no se descompone, por lo que las diatomeas de sedimentos pueden ser utilizadas para interpretar las condiciones pasadas (Liukkonen et al., 1997; Gabito et al., 2013). Por lo tanto, las diatomeas son valiosos indicadores de las condiciones ambientales de ríos y arroyos al responder, directa y sensiblemente a cambios físicos, químicos y biológicos de los ecosistemas, como temperatura, concentración de nutrientes y herviboría entre otros. Todo ello implica que las diatomeas sean, de entre los indicadores vegetales más utilizados, el grupo más idóneo para la elaboración de Índices de Calidad de Agua. Prygiel et al. (1999) describen y evalúan muchos de estos índices. Aunque la mayoría se han desarrollado para un ámbito geográfico determinado, comprobaciones posteriores han demostrado que pueden tener una validez más amplia (Jüttner et al. , 2003; Atazadeh et al. , 2007). La mayoría de estos índices se basan en las diatomeas epilíticas y, sobre éstas, se han desarrollado los procedimientos normalizados (Normas UNE-EN 13946; MAGRAMA, 2013a). Sin embargo, en algunos casos, se ha aplicado satisfactoriamente este tipo de índices en base a diatomeas epifíticas (Blanco et al. , 2004) y epipélicas (Gómez, 1999; Gómez & Licursi, 2001). En Europa se utilizan con éxito diversos índices de diatomeas para evaluar la calidad del agua (Montesanto et al ., 1999; Sabater, 2000; Prygiel, 2002; Prygiel et al ., 2002; Eloranta & Soininen, 2002; Ács et al. , 2005; Cappelletti et al. , 2005; Torrisi and Dell'Uomo, 2006, entre otros) al igual que en otras partes del mundo (Wu, 1999; Gómez, 1999; Gómez & Licursi, 2001; Wu & Kow, 2002; Jüttner et al. , 2003; Duong et al. , 2006; Atazadeh et al. , 2007). La mayoría de estos índices se basan en combinaciones entre la abundancia relativa y el grado de sensibilidad (tolerancia) de un grupo de taxones (generalmente especies). Algunos de estos indices son: IPS, Specific Polluosensitivity Index (CEMAGREF, 1982); IBD, Biological Diatom Index (Prygiel & Coste, 2000); CEE, Index of European Economic Community (Descy & Coste, 1991); TDI, Trophic Diatom Index (Kelly, 1998) y EPI-D, Diatom-based Eutrophication/Pollution Index (Dell'Uomo et al. , 1999). Prygiel et al . (1999) señalaron que, a pesar de su utilidad, ninguno puede ser aplicado en todas partes sin adaptaciones. Por esta razón algunos países han desarrollado o están desarrollando índices adaptados a las características de sus regiones geográficas (Taylor, 2007), incluso en Europa (Kupe et al. , 2007). En la Península Ibérica no se había desarrollado un índice propio cuando se inició este trabajo. Esta situación y la necesidad de cumplir con los requisitos de la Directiva, ha estado forzando a los investigadores a aplicar índices generados en otros países europeos (Almeida, 2001; Gomà et al ., 2004, 2005; Oscoz et al ., 2007; Penalta-Rodríguez y López-Rodríguez, 2007; Camargo & Jiménez, 2007; Blanco et al ., 2008). Más recientemente se han ido desarrollando algunos índices de diatomeas para España: en 2010 se desarrolló un índice de diatomeas para los ríos gallegos, el MDIAT (Delgado et al., 2010). Y en 2012, otro específico para aguas temporales de las Islas Baleares, el DIATMIB (Delgado et al. , 2012). Posteriormente, en 2013, se publicó el índice DDI para la cuenca del Duero (Álvarez-Blanco et al ., 2013). Actualmente, la legislación española obliga a que las diferentes cuencas españolas sean monitoreadas para determinar si alcanzan los requerimientos de la DMA utilizando el índice de diatomeas europeo IPS (MAGRAMA, 2013 b). El DIATMIB se ha incorporado muy recientemente a la legislación (R.D. 817/2015, del 11 de septiembre), pero para ser aplicado sólo en los arroyos baleáricos para los que fue diseñado. Esta Tesis se enmarca en un Proyecto general de diagnóstico del estado ecológico de las cuencas de los ríos Guadalquivir, Guadalete y Barbate mediante las algas bentónicas. En el cuadro siguiente se puede ver el esquema general del trabajo de muestreo realizado. Esta Tesis se centra en el estudio de las diatomeas recogidas en 110 tramos de la cuenca del Guadalquivir (Anexo I), centrando las investigaciones en los aspectos del cuadro señalados en rojo. Los objetivos iniciales fueron: 1. Plantear la aplicabilidad de los índices bióticos para evaluar la calidad del agua en la Cuenca del Guadalquivir de la forma más adecuada y fácil . 2. Contribuir al diagnóstico del estado ecológico de los distintos tramos de los ríos recogiendo información necesaria sobre el grupo de la microflora que demanda la Directiva Marco del Agua. En este contexto, se plantearon las siguientes preguntas y se propusieron algunas hipótesis que pretendían responder a algunas de ellas: 1) ¿Qué especies componen la flora diatomológica de la cuenca del Guadalquivir? 2) Entre los posibles índices bióticos de diatomeas, encaminados a diagnosticar la calidad del agua, ¿cuál se adecuaría mejor a las características de esta cuenca? ¿Cuál sería más efectivo desde el punto de vista de la gestión? Hipótesis: Según los conocimientos actuales, las diatomeas son buenas indicadoras de eutrofia y contaminación orgánica y se espera que los índices europeos funcionen en la cuenca del Guadalquivir. 3) Los índices bióticos están, en su mayoría enfocados a detectar contaminación orgánica y eutrofización pero, ¿las diatomeas pueden detectar otras perturbaciones como contaminación ácida, salina, etc.? Hipótesis: Sí, pueden hacerlo, aunque no necesariamente a través de un índice biótico. 4) Independientemente de la contaminación, ¿las taxocenosis de diatomeas pueden caracterizar los distintos tipos de tramos de río en función de sus características hidrogeológicas, biológicas y fisicoquímicas naturales? Es decir, ¿existen en la cuenca unos patrones o asociaciones de diatomeas ligadas a un ambiente, excluyendo el efecto de la contaminación? Hipótesis: las variables hidrogeológicas, biológicas y fisicoquímicas naturales de los tramos fluviales, pueden determinar distintas asociaciones, estructuras o patrones en la taxocenosis de diatomeas asociadas a dichas características del tramo fluvial. Para verificar estas hipótesis el trabajo se organizó desde tres aspectos complementarios y de diferente escala de observación: 1) El estudio del ambiente en el que se desarrollan las algas. Este apartado tiene escala sistémica. 2) La medida de la biomasa de algas bentónicas, mediante la clorofila a . Este nivel de observación se reduce a uno de los niveles de la red trófica fluvial. 3) El análisis de la taxocenosis de diatomeas. Este es un punto de vista más particular, en el que se analiza la estructura y composición de un grupo de especies dentro de la diversidad de productores primarios bentónicos.
