11 pages, 6 figures, 3 tables. ; [EN] The bioactivity of the most abundant sponges from three communities in a Mediterranean cave was assessed by Microtox® assay in two seasons, spring (June) and autumn (November). We quantified bioactivity as a proxy for the investment in production of biologically active substances, and we related sponge bioactivity to growth form, growth rates, and physical contacts of each species with other species. We established a threshold for classifying a species as bioactive based on a comparison between the results of the Microtox® and the sea urchin embryo toxicity bioassay. A total of 30 species were included in the study, of which 50% were bioactive in some community or season. Significant ecological (between communities) and seasonal variation in mean bioactivity was found. When sponge bioactivity was related to sponge growth shape, it was found that the encrusting species tended to be more toxic than the non-encrusting ones. There was a negative relationship between bioactivity and sponge growth, suggesting a trade-off in energy allocation to defence and to other biological functions. Furthermore, a negative correlation was found between bioactivity and positive associations with other species. These results highlight the important role of chemically-mediated interactions in cave communities. ; [ES] La bioactividad de las esponjas más abundantes en tres comunidades a lo largo de una cueva mediterránea fue cuantificada por medio del bioensayo Microtox® en dos estaciones, primavera (junio) y otoño (noviembre). La bioactividad medida se usó como una aproximación a la inversión en producción de sustancias bioactivas, y se relacionó la bioactividad de las esponjas con su morfología, tasas de crecimiento, y contactos de cada especie con otras. Se estableció un umbral para determinar si una especie es bioactiva mediante una comparación entre el test Microtox® y el test de biotoxicidad en embriones de erizo. En total se estudiaron 30 especies, de las que un 50% fue bioactivo en alguna comunidad o estación del año. Se encontraron importantes diferencias ecológicas (entre comunidades) y estacionales en la bioactividad media. Cuando se relacionó la bioactividad con la morfología de las esponjas se encontró que las esponjas incrustantes tendían a ser más tóxicas que las de otras morfologías. Se detectó una correlación negativa entre bioactividad y crecimiento, lo que sugiere un balance entre inversión de energía en defensa y en otras funciones. Por otro lado, se encontró una correlación negativa entre bioactividad y las asociaciones positivas con otras especies. Estos resultados ponen de manifiesto el importante papel de las interacciones mediadas por sustancias químicas en comunidades de cuevas. ; This research was funded by the project CTM2007-66635 of the Spanish Government, and the ECIMAR project of the Agence Nationale de la Recherche (France). ; Peer reviewed
Through history of societies we may consider recent the fact that differences amongeconomic activities affect those that suffer polítical control. Previous invasions of the named discovery of America did not have involvement similar to those of the present interregionallinks.Sorne globalization indicators are visible from past to modero times and resulted from the continuous technological advances in the mass production of goods as well as in communications, massive migration of the labor force in search of places that offer better job opportunities, the relationship between world production and commercialization levels, and capital flow without regard of international borders. However, these conditions are not same neither for all regions nor for the members of all societies.The variations caused by the recent structure of the economic system make theeconomic geography to be further separare from politics, even at the heart of societies due to the fact that sorne social segments are more integrated with other territories rather than with their own.To participare in the world economy, there are new competitive challenges thathave significant effects on a nation's environmental policies, making them unacceptable beca use they disagree with its national interests. There is a need for the establishment of indexes to measure the sustainability of development, because different frameworks determine each of the three objectives-social, environmental and economic.If we want to achieve a better quality of life for everybody, induding the unborn, then we need to build a development project that takes human needs intoconsideration, without biodiversity loses and environmental deterioration. ; A lo largo de la historia de los pueblos se puede considerar reciente el hecho de que la diferencia entre las actividades económicas afecte las de aquellos que sufren el control político de otros. Las invasiones previas al denominado descubrimiento de América no tuvieron las implicaciones que hoy tienen los vínculos interregionales, aunque no tengan carácter impositivo.Algunos de los indicadores de globalización desde ese primer momento hasta hoy se desprenden de los continuos avances tecnológicos tanto para la producción en grandes cantidades como para las comunicaciones; también, de las migraciones masi vas de población en busca de mayores y mejores oportunidades de vida que ofrecían los descubrimientos de nuevos territorios en el pasado y de oportunidades de empleo en la actualidad; de la relación entre la producción mundial y los niveles de comer cialización; y del movimiento de capitales a través de espacios sin fronteras. Sin em bargo, no es la misma situación para todas las regiones ni para todos los miembros de toda la sociedad.Las variaciones provocadas por la reciente estructura del sistema económico hacen que la geografía económica coincida cada vez menos con la política aun al inte rior de los países, ya que ciertos segmentos de sus sociedades están más integradas con los de otros territorios que con los que administrativamente están más cercanos, hasta el punto de que, estando en el poder, han llegado a desreglar sus propios mercados y a abrir el comercio y el sector financiero en favor de las potencias económicas.Se considera que para lograr inserción en la economía mundial impuesta por la globalización, surgen nuevos retos en materia de competitividad, retos que tienen graves repercusiones sobre la política ambiental, hasta querer ganar competitividad a costa de ceder principios en ella. Esto resulta inviable no solo por oponerse a los intereses nacionales de mediano y largo plazo, sino también por contradecir acuerdos y compromisos internacionales establecidos.Una situación que facilita esa concepción es la falta de indicadores para medir la sostenibilidad del desarrollo, ya que cada uno de los tres objetivos -el social, el ambiental y el económico- se determinan con parámetros que no tienen un denominador común que permitan una conversión universal. Si se quiere mejor calidad de vida para todos -incluyendo a los que no han nacido- hay que plantear un proyecto de desarrollo que responda a las necesidades humanas, pero que no signifique pérdidas de biodiversidad ni deterioros ambientales irreversibles. En conclusión, se requiere dar un vuelco al anhelo globalizador con un modelo de desarrollo que cualifique la experiencia vital y que sea ecológicamente sostenible.
This chapter presents the international sustainability agenda, resilience as a novel approach that delineates a positive path and proposes recovering the strengths to adapt to micro climatic variations and improve the environment in cities. The integration principle defines the socioecological management of green areas as a collaborative process based on the evaluation of ecological functions and the environmental perception of users, solid legislative instruments that guarantee the legal certainty of the environmental function, a system of anticipation and decision making that guides pro environmental behaviors, increases green areas and conserves environmental services. An analytical procedure, reports and case studies were used. ; Este capítulo presenta la agenda internacional de sostenibilidad, la resiliencia como un enfoque novedoso que traza un camino positivo y propone recuperar las fortalezas para adaptarse a las variaciones micro climáticas y mejorar el medio ambiente en las ciudades. El principio de integración define la gestión socio-ecológica de las áreas verdes como un proceso de colaboración basado en la evaluación de las funciones ecológicas y la percepción ambiental de los usuarios, instrumentos legislativos sólidos que garantizan la seguridad jurídica de la función ambiental, un sistema de anticipación y toma de decisiones que guía los comportamientos pro ambientales, aumenta las áreas verdes y conserva los servicios ambientales. Se utilizó un procedimiento analítico, informes y estudios de casos. ; Universidad Autónoma del Estado de México. Secretaría de Investigación y los Estudios Avanzados. Proyecto de investigación Resiliencia Urbana Respuesta al desafío Climático: Aptitud socio ecológica de las áreas verdes en Toluca, México, clave 4742/2019CIB
El cambio climático : sus orígenes, efectos y políticas en el medio rural / María Gladys Rivera Herrejón -- Algunas evidencias de los efectos del cambio climático en el medio rural / Josefina Munguía Aldama, Fabiana Sánchez Plata, Ivonne Vizcarra Bordi, María Rivas Guevara -- Influencia de las variaciones climáticas en los agroecosistemas familiares de una zona de transición ecológica del subtrópico mexicano / José Isabel Juan Pérez, Cristina Chávez Mejía -- Sustainable forest management and policy for the 21st century / Graham Woodgate -- Estrategias de adaptación al cambio climático en bosques de alta montaña del centro de México / Ángel Rolando Endara Agramont, Sergio Franco Maass, Noé Antonio Aguirre González, Gabino Nava Bernal -- El cambio climático en la política rural y agropecuaria / Francisco Herrera Tapia
En el Perú, país con una asombrosa diversidad ecológica, con 84 zonas climáticas y paisajes distintos, con selvas tropicales, altas cordilleras y desiertos, puede que el contexto geográfico no sea suficiente para explicar las variaciones regionales en ingresos y bienestar, pero si es muy significativo. La pregunta más importante que este trabajo trata de responder es: qué rol juegan las variables geográficas - tanto naturales como antropogénicas - al explicarse las diferencias de gasto per cápita entre las diversas regiones del Perú. Cómo han cambiado estas influencias en el tiempo, a través de qué medios han sido transmitidas, y si el acceso a los activos privados y públicos ha compensado los efectos de una geografía adversa.
ANTROPOLOGÍA Y COMPARACIÓN CULTURAL: (...) -- PÁGINA LEGAL -- AGRADECIMIENTOS -- ÍNDICE -- PRÓLOGO -- INTRODUCCIÓN -- PARTE I CUESTIONES DE DEFINICIÓN -- 1. ANTROPOLOGÍA, ETNOLOGÍA Y ETNOGRAFÍA (...) -- ETNOGRAFÍA-ETNOLOGÍA-ANTROPOLOGÍA (...) -- ANTROPOLOGÍA -- ETNOGRAFÍA Y ETNOLOGÍA -- CONTENIDO Y OBJETIVOS DE LA ETNOLOGÍA (...) -- ¿QUÉ ES LA ETNOLOGÍA? -- ¿ETNOLOGÍA O ANTROPOLOGÍA? -- ETNOLOGÍA Y SOCIOLOGÍA -- ANTROPOLOGÍA SOCIAL: I. DEFINICIÓN (...) -- LA FORMACIÓN DE LA ANTROPOLOGÍA (...) -- UN SIGLO DE ANTROPOLOGÍA ESPAÑOLA -- 1. PRELUDIOS -- 2. LOS FOLCLORISTAS HASTA 1900 -- 3. MODERNISTAS Y NOUCENTISTAS -- 4. LA POSTGUERRA CIVIL -- 5. ACADEMIZACIÓN E INSTITUCIONALIZACIÓN -- 2. CULTURA(S) Y GRUPOS ÉTNICOS (...) -- I. GUERRAS DE CULTURA. II. CULTURA, (...) -- CULTURA, DIFERENCIA, IDENTIDAD -- LOS GRUPOS ÉTNICOS Y SUS FRONTERAS: (...) -- PLANTEAMIENTO GENERAL -- DEFINICIÓN DEL GRUPO ÉTNICO -- LOS GRUPOS ÉTNICOS COMO PORTADORES (...) -- LOS GRUPOS ÉTNICOS COMO TIPO (...) -- LOS LÍMITES DE LOS GRUPOS ÉTNICOS -- SISTEMAS SOCIALES POLIÉTNICOS -- LAS ASOCIACIONES DE IDENTIDADES (...) -- LA INTERDEPENDENCIA DE LOS GRUPOS (...) -- LA PERSPECTIVA ECOLÓGICA -- LA PERSPECTIVA DEMOGRÁFICA -- LOS GRUPOS ÉTNICOS Y LA ESTRATIFICACIÓN -- CONTACTO Y CAMBIO CULTURALES -- VARIACIONES EN LA SITUACIÓN (...) -- PARTE II COMPARACIÓN DE FENÓMENOS CULTURALES -- 3. EL MÉTODO COMPARATIVO -- EL MÉTODO COMPARATIVO EN LA ANTROPOLOGÍA (...) -- LAS LIMITACIONES DEL MÉTODO (...) -- 4. PERSPECTIVAS COMPARATIVAS (...) -- LOS «UNIVERSALES» EN LA CIVILIZACIÓN (...) -- RELATIVISMO VS. COMPARACIÓN -- ¿QUÉ PUEDEN SIGNIFICAR REALMENTE (...) -- TIPOS ESTRUCTURALES Y COMPARACIÓN -- EL PARTICULARISMO HISTÓRICO: EL CUÁDRUPLE (...) -- LA ANTROPOLOGÍA NORTEAMERICANA (...) -- ÁREAS CULTURALES: LA DIMENSIÓN ESPACIAL -- PARTE III PROBLEMAS DE LA COMPARACIÓN
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Este estudio se llevo a cabo en la peninsula de Nicoya en Costa Rica, un paisaje sometido a la restauracion forestal desde la decada de 1970 cuando los cambios en las fuerzas del mercado y el entorno politico nacional llevaron al colapso de la ganaderia en la zona. El estudio determino, en primer lugar, como varian las caracteristicas ecologicas de los bosques secundarios a traves del paisaje en relacion con factores ambientales y espaciales, el uso previo del sitio y la edad desde el abandono. En segundo lugar, mediante datos en cronosecuencia se hicieron estimaciones preliminares de la productividad y tasas de crecimiento de las especies en estos bosques. Por ultimo, se identificaron las implicaciones de los resultados para la prestacion de servicios de los ecosistemas, los medios de subsistencia y las politicas de conservacion y uso sostenible de los bosques, incluyendo el pago por servicios ambientales. Para cumplir con los objetivos propuestos se establecieron 53 parcelas temporales de muestreo de 0,12 ha en bosques secundarios ubicados en un rango altitudinal de 54-828 msnm en un paisaje de 200.000 ha. La mayor parte de las parcelas se ubicaron en la zona de vida bosque humedo tropical. En cada parcela se midieron e identificaron todos los arboles .5 cm dap. Ademas, se tomo una muestra de suelo a 30 cm de profundidad para determinar las caracteristicas del suelo. Se consideraron 19 variables bioclimaticas con una resolucion aproximada de 1 km2 obtenidas de la base de datos en linea Worldclim. La informacion relacionada con edad aproximada de cada bosque, historia, intensidad del uso agropecuario y especies arboreas de valor para la poblacion local se obtuvo mediante entrevistas semiestructuradas con los propietarios. Los resultados demostraron que estos nuevos bosques albergan especies arboreas adaptadas a los paisajes agricolas y no especies propias del bosque original. Esta adaptación es producto de factores como el uso potencial, la dispersión de semillas por el viento o ganado, la capacidad de rebrote y la reproducción temprana. Así se ha generado una flora arbórea secundaria similar a la encontrada en bosque seco secundario. Esta flora es dominada por especies de baja o media altura en la edad adulta, lo cual limita su potencial para el servicio de secuestro y almacenamiento de carbono. Los gradientes de las condiciones del suelo, el clima y la intensidad de uso se asocian con diferentes tipos florísticos de bosques, aunque las especies comunes están presentes en todas partes. Estos tipos de bosque no son una secuencia sucesional sino que difieren en cuanto a diversidad florística, aunque se sugiere que la composición de especies puede variar sin tener un marcado efecto en la productividad estimada con base en el área basal. La edad de los bosques es una variable predictora fuerte de la diversidad de especies, pero la partición de la variación demostró que la intensidad de uso, el clima y el suelo pueden ser igualmente importantes. Los productores informaron de una amplia variedad de usos potenciales para las especies arbóreas de estos bosques: 50 especies para la construcción; 48 para bioenergía, 40 para postes y 34 para ebanistería. A pesar de ello, el potencial de estos bosques para el aprovechamiento sostenible de madera sostenible depende en gran medida de especies comunes como Schizolobium parahyba, una especie asociada con suelos muy ácidos, y Cordia alliodora, probablemente regenerada en los pastos antes de su abandono. Las especies maderables de alto valor que caracterizaron los bosques originales, como Dalbergia retusa y Swietenia macrophylla, tienen muy baja abundancia en la regeneración secundaria. Las intervenciones silvícolas y el pago por servicios ambientales se perfilan como la forma de mejorar la prestación de servicios de los ecosistemas de bosques restaurados en pastizales abandonados.
Este estudio se llevo a cabo en la peninsula de Nicoya en Costa Rica, un paisaje sometido a la restauracion forestal desde la decada de 1970 cuando los cambios en las fuerzas del mercado y el entorno politico nacional llevaron al colapso de la ganaderia en la zona. El estudio determino, en primer lugar, como varian las caracteristicas ecologicas de los bosques secundarios a traves del paisaje en relacion con factores ambientales y espaciales, el uso previo del sitio y la edad desde el abandono. En segundo lugar, mediante datos en cronosecuencia se hicieron estimaciones preliminares de la productividad y tasas de crecimiento de las especies en estos bosques. Por ultimo, se identificaron las implicaciones de los resultados para la prestacion de servicios de los ecosistemas, los medios de subsistencia y las politicas de conservacion y uso sostenible de los bosques, incluyendo el pago por servicios ambientales. Para cumplir con los objetivos propuestos se establecieron 53 parcelas temporales de muestreo de 0,12 ha en bosques secundarios ubicados en un rango altitudinal de 54-828 msnm en un paisaje de 200.000 ha. La mayor parte de las parcelas se ubicaron en la zona de vida bosque humedo tropical. En cada parcela se midieron e identificaron todos los arboles .5 cm dap. Ademas, se tomo una muestra de suelo a 30 cm de profundidad para determinar las caracteristicas del suelo. Se consideraron 19 variables bioclimaticas con una resolucion aproximada de 1 km2 obtenidas de la base de datos en linea Worldclim. La informacion relacionada con edad aproximada de cada bosque, historia, intensidad del uso agropecuario y especies arboreas de valor para la poblacion local se obtuvo mediante entrevistas semiestructuradas con los propietarios. Los resultados demostraron que estos nuevos bosques albergan especies arboreas adaptadas a los paisajes agricolas y no especies propias del bosque original. Esta adaptación es producto de factores como el uso potencial, la dispersión de semillas por el viento o ganado, la capacidad de rebrote y la reproducción temprana. Así se ha generado una flora arbórea secundaria similar a la encontrada en bosque seco secundario. Esta flora es dominada por especies de baja o media altura en la edad adulta, lo cual limita su potencial para el servicio de secuestro y almacenamiento de carbono. Los gradientes de las condiciones del suelo, el clima y la intensidad de uso se asocian con diferentes tipos florísticos de bosques, aunque las especies comunes están presentes en todas partes. Estos tipos de bosque no son una secuencia sucesional sino que difieren en cuanto a diversidad florística, aunque se sugiere que la composición de especies puede variar sin tener un marcado efecto en la productividad estimada con base en el área basal. La edad de los bosques es una variable predictora fuerte de la diversidad de especies, pero la partición de la variación demostró que la intensidad de uso, el clima y el suelo pueden ser igualmente importantes. Los productores informaron de una amplia variedad de usos potenciales para las especies arbóreas de estos bosques: 50 especies para la construcción; 48 para bioenergía, 40 para postes y 34 para ebanistería. A pesar de ello, el potencial de estos bosques para el aprovechamiento sostenible de madera sostenible depende en gran medida de especies comunes como Schizolobium parahyba, una especie asociada con suelos muy ácidos, y Cordia alliodora, probablemente regenerada en los pastos antes de su abandono. Las especies maderables de alto valor que caracterizaron los bosques originales, como Dalbergia retusa y Swietenia macrophylla, tienen muy baja abundancia en la regeneración secundaria. Las intervenciones silvícolas y el pago por servicios ambientales se perfilan como la forma de mejorar la prestación de servicios de los ecosistemas de bosques restaurados en pastizales abandonados.
El lago Chad es un oasis en medio del desierto. Se trata de un lago tropical cuya cuenca activa se alimenta principalmente de las aguas del río Chari y de su afluente el río Logone. Cerca de cien millones de habitantes viven de sus aguas. Desde hace varias décadas, su población atraviesa una situación de emergencia hídrica y humanitaria que es producto de una combinación de factores. Este artículo busca abordar esta problemática multidimensional desde la perspectiva hidrosocial que focaliza no solamente en las cuestiones ambientales, sino que considera que las crisis hídricas son resultado de las relaciones simbióticas entre el ser humano y la naturaleza. Esta perspectiva político-ecológica supone una estrecha relación entre las transformaciones en el ciclo hidrológico a nivel local, regional y global, de una parte, y las relaciones sociales, políticas, económicas y culturales de poder, de otra. Así considerado, las crisis involucran las estructuras estatales y las decisiones políticas, las geometrías de poder, las relaciones económicas y sociales de sus habitantes, y la relación que se establece entre estos factores y el medio ambiente. Por ello, este estudio no considera la cuestión del lago Chad como el mero resultado de un proceso natural de desertización o de cambio climático influenciado o no por la acción humana. Consideramos en cambio, que esta problemática está atravesada por múltiples variables y actores que interactúan y se influencian entre sí determinando la situación actual de la región, que en este caso, involucra además a cuatro estados africanos. Se utilizará asimismo el concepto de waterscape, entendiendo por ello "una unidad de paisaje", que es resultado de la interacción entre las sociedades y su ambiente. En su expresión actual, el waterscape del lago Chad muestra una región que sufre desplazamientos humanos constantes debido a los cambios en el régimen de lluvias, la falta de aguas y de pasturas, resultantes de la desertización. A su vez, este movimiento de pueblos provoca conflictos comunales entre ganaderos y agricultores por la posesión y el uso de la tierra. La falta de legislación y de una gestión estatal que contemple una adecuada política de tierras agrava la violencia cotidiana que, por otra parte, también se ve exacerbada por la violencia estatal a la hora de reprimir los enfrentamientos comunales. Desde hace casi dos décadas, la región ha visto la proliferación de diversos grupos armados que encuentran en esta situación una ocasión propicia para desarrollar sus actividades ilícitas vinculadas al crimen organizado. Teniendo en cuenta los lineamientos teóricos que hemos esbozado líneas arriba, en este artículo buscamos analizar la actual crisis del lago Chad como una crisis regional en la que se entremezclan factores ambientales, sociales y políticos. En este sentido, analizaremos la variación del régimen de lluvias y sus repercusiones sobre los estados del lago, los movimientos poblacionales históricos y actuales de las diversas etnias que habitan la región, el rol y las políticas impuestas para con habitantes por parte de los cuatro estados de la cuenca, la violencia estatal, comunal y terrorista que se verifica en la zona, y la vinculación entre estos factores como determinantes de la actual situación de la región.
En Patagonia los humedales se denominan "mallines", término Mapuche que se refiere a suelos herbáceos, localizados en laderas de montañas o en áreas de planicies, con la presencia de agua superficial o subterránea. La zona central de los mallines se define como charca, término que se utiliza para definir a pequeños cuerpos de agua que pueden ser permanentes o temporarios, artificiales o naturales. Las charcas constituyen fuentes de agua y productividad primaria que sustentan la base alimentaria de innumerables especies de flora y fauna y, por ser la zona de los humedales con mayor productividad forrajera, presentan un uso ganadero generalizado que sustenta gran parte de la economía regional. Con los objetivos de analizar la distribución de las especies acuáticas (invertebrados y plantas) en las charcas en relación al encuadre hidrogeomorfológico, a los patrones climáticos y al uso de la tierra, y evaluar la respuesta de las comunidades en términos de diversidad, estructura y función, con relación a los cambios ambientales a diferentes escalas, se relevaron 59 charcas en humedales, las que se distribuyeron en un gradiente norte-sur entre los paralelos 36° y 54° S de la región Patagónica. De acuerdo a las variaciones geomorfológicas, climáticas y ambientales de la Patagonia, los sitos se clasificaron a escala de paisaje (biozonas y unidades de vegetación), y local (génesis y tipo hidrogeomorfológico). Para definir la biozona y las unidades de vegetación (fitogeografía) de cada charca, se utilizaron mapas correspondientes, en tanto que para definir la génesis y el tipo hidrogeomorfológico, se utilizaron imágenes satelitales de alta resolución como las del sistema Spot 5 y las de la base de datos del Google Earth Pro, cartas geológicas y datos de campo. Ambos abordajes se llevaron a cabo usando el software open source QGIS 3.4. Para la caracterización ambiental de las charcas, se evaluaron variables morfométricas, físicoquímicas y biológicas. Además, se obtuvieron los datos de la temperatura y la precipitación media anual. Se registraron el largo y el ancho de cada charca para calcular el área. Además, se calculó la profundidad media y se registró la altitud. De la columna de agua, se registraron datos de: temperatura del agua (°C), conductividad específica (µS/cm), total de sólidos disueltos (mg/l), pH, oxígeno disuelto (mg/l) y porcentaje de saturación. Además, se evaluó la alcalinidad (mEq/l de CaCO3) y el total de sólidos en suspensión (TSS). Asimismo, se tomaron muestras de agua para cuantificar los nutrientes principales: PT (fósforo total) (μg/l), PRS (fósforo reactivo soluble) (μg/l), nitratos (NO3-N) (μg/l), nitritos (NO2-N) (μg/l), amonio (NH4 +-N) (μg/l) y nitrógeno total (NT) (μg/l). Para establecer qué nutriente podría estar limitando el desarrollo del fitoplancton en los humedales se exploraron las relaciones NT:PT (nitrógeno total: fósforo total) y las de NID:PT (nitrógeno inorgánico disuelto: fósforo total). En el laboratorio, se midió la concentración de clorofila a de muestras de agua filtradas en campo (filtro Sartorius GF/F). Finalmente, se evaluó el estado trófico de los humedales aplicando el Índice de Estado Trófico propuesto por Carlson (1977). Este índice fue calculado en base a la concentración de la clorofila a, del PT, y del NT. Con la finalidad de incorporar información acerca de la integridad ecológica de las charcas y de las posibles fuentes de disturbios, se calculó la cobertura del suelo del área circundante a cada charca. Las variables de la cobertura del suelo (suelo desnudo, gramíneas/herbáceas, mallín, arbustos, árboles y urbano) fueron evaluadas como el porcentaje dentro de un círculo concéntrico de 100 m buffer alrededor de cada charca. El trabajo cartográfico fue realizado usando el software open source QGIS 3.4. En cada una de las charcas estudiadas, se colectaron muestras cuantitativas de plantas acuáticas, las que incluyeron a todos los grupos funcionales: emergentes, hojas flotantes, sumergidas y terrestres. Para el método de colecta, se ubicaron tres transectas aleatoriamente desde el centro de cada charca hasta la línea de borde del agua. Luego, la comunidad de plantas fue evaluada en diez unidades muestrales circulares, las que se localizaron equidistantemente a lo largo de cada transecta. Los especímenes fueron conservados en bolsas y rotulados. Posteriormente, el material fue acondicionado en un herbario para su identificación. Las especies de plantas también fueron clasificadas según origen en nativas, endémicas, y exóticas. Los invertebrados asociados a la columna de agua y a las plantas acuáticas, fueron colectados usando una red de marco D (500 µm de poro). En cada charca, la red fue arrastrada cuatro veces desde la orilla hacia el centro, y desde el fondo hacia la superficie. El contenido de esas cuatro pasadas constituyó una muestra. Usando este procedimiento, se tomaron tres muestras por sitio. En el laboratorio, los organismos fueron identificados y cuantificados. Todos los invertebrados acuáticos (adultos y larvas) se asignaron a una de las seis categorías de grupos funcionales alimentarios: desmenuzadores, raspadores, predadores, colectores recolectores, filtradores y picadores herbívoros. Finalmente, se calcularon 40 descriptores de los atributos funcionales y estructurales de la comunidad de invertebrados para evaluar su respuesta a las variables ambientales. Para evaluar la variabilidad ambiental de las charcas, se calcularon medidas descriptivas de acuerdo a las clasificaciones de los humedales (biozonas, unidades fitogeográficas, génesis y tipos hidrogeomorfológicos). También, se realizó un Análisis de Correspondencias Canónicas (ACC) para evaluar las relaciones entre los invertebrados y las variables ambientales. Para examinar qué grupo de variables predictoras (biozonas, unidades fitogeográficas, génesis y tipos hidrogeomorfológicos) contribuyó mayormente a explicar la variación en la composición de la comunidad de invertebrados en los sitios estudiados, se realizó un análisis de partición de la varianza. Finalmente, se realizaron modelos lineales generalizados (MLG) para analizar los efectos de las variables fisicoquímicas y de la cobertura del suelo sobre las métricas de invertebrados y sobre la riqueza de plantas acuáticas. Aunque las charcas fueron semejantes en cuanto a profundidad (> 90% ~ 1 m) y tamaño (> 66% ~ 0,1 ha), exhibieron gran variación en la fisicoquímica del agua. Se observó una respuesta marcada del pH al gradiente latitudinal, en donde las charcas localizadas a menores latitudes presentaron valores entre neutros y alcalinos, y las de mayores latitudes exhibieron patrones francamente ácidos. La mayoría de las charcas estuvieron bien oxigenadas. La conductividad del agua de algunas charcas fue elevada (rango: 1050–4940 µS/cm), y mostró una tendencia decreciente de acuerdo a la posición este-oeste de los sitios, revelando una relación negativa con la precipitación. Varias charcas mostraron valores elevados de TSS. Esta variable aumentó conforme a la concentración de PT y de amonio, sugiriendo que la turbidez estuvo asociada a factores antropogénicos (pisoteo del ganado). En líneas generales, la concentración de nutrientes fue baja. No obstante, el TSI (PT) categorizó a la mayoría de las charcas como eutróficas (70%). Las concentraciones moderadas y altas de PT se relacionarían con la presencia de ganado, pero también responderían a factores naturales. La relación NT:PT fue baja, sugiriendo una limitación de N en los sitios. La concentración de clorofila a en las charcas resultó muy heterogénea, y el (TSI (Cl)) clasificó a la mayoría de ellas como mesotróficas (83%). Las charcas patagónicas albergaron un abundante y diverso ensamble de plantas e invertebrados acuáticos. La riqueza de plantas (143 taxa) fue mayor a la reportada en trabajos previos en la región, siendo Myriophyllum quitense y Juncus balticus las especies que exhibieron la mayor frecuencia. La contribución de especies exóticas (26%) fue más alta que lo esperado, lo que se atribuiría a la inclusión de sitios disturbados, ya que estas especies son muy exitosas colonizando ambientes alterados. Las emergentes (45%) fueron dominantes, patrón que también fue observado en otros humedales comparables. Las terrestres exhibieron una alta proporción (37%) y permitirían evidenciar los efectos adversos del pastoreo. Por otro lado, el ensamble de invertebrados (119 taxa) fue dominado por Insecta, donde la familia Chironomidae (Parametriocnemus sp., Orthocladius sp, Parapsectrocladius sp.) fue la más predominante y diversificada, en tanto que los crustáceos (Hyallela sp.; Copepoda spp., Ostracoda spp., Cladocera spp) dominaron el ensamble en términos de densidad. Varios taxa fueron endémicos (Andesiops ardua, Liodessus patagonicus, Luchoelmis cekalovici, Haliplus subseriatus) y otros resultaron importantes como vectores de enfermedades (Culex brethesi, Culex dolosus, Aedes albifasciatus). La presencia de estas especies evidencia la importancia de estos ambientes en términos de biodiversidad a escala local y regional. Este trabajo demostró que los ambientes acuáticos y su biota son afectados por múltiples factores tanto locales como regionales. El ACC reveló que una fracción de la variación en la abundancia de los invertebrados acuáticos en los sitios fue explicada por factores naturales atribuidos a la posición geográfica, tales como la temperatura, la precipitación media anual, y la alcalinidad; y a factores antropogénicos asociados al uso del suelo (i.e., ganadería), tales como la concentración de PT y amonio. Además, evidenció que los esquemas de clasificación local como de paisaje fueron importantes, definiendo la variación en la estructura de los ensambles de invertebrados. Así, de acuerdo a las biozonas y a la génesis, las charcas compartieron ciertos grupos de ensambles de invertebrados acuáticos. El análisis de la partición de la varianza permitió validar que ambas categorías podrían predecir significativamente (p=0,001) la distribución de los invertebrados. Sin embargo, el modelo que relacionó a los invertebrados acuáticos con la génesis tuvo un mejor ajuste que el de las biozonas y, por lo tanto, sería más robusto para predecir los ensambles de invertebrados en las charcas patagónicas. Otro rasgo interesante fue que los patrones de cobertura del suelo en las inmediaciones de las charcas mostraron mayores diferencias a escala local, cambiando por origen o génesis. Los efectos antrópicos que derivan del uso del suelo parecerían alteran la biota por cambios en la estructura de la vegetación en la zona de influencia de las charcas. La ganadería es una de las principales formas de uso de la tierra en la Patagonia y, como se reflejó en este estudio, puede afectar la biota y la integridad ecológica de las charcas. Sería importante instrumentar acciones para la preservación y el mantenimiento de estos ecosistemas. Por ejemplo, mediante prácticas de rotación para minimizar el efecto del sobrepastoreo, el vallado del área de humedal y la creación de bebederos para el ganado. Aunque, los humedales de la Patagonia se encuentran en un relativo buen estado de conservación, debido a la falta de un marco legislativo, la conservación de los mismos y su biota asociada continúa siendo una preocupación. En este sentido, la clasificación o regionalización puede ser una herramienta importante a tener en cuenta a los fines de la gestión, principalmente para establecer estrategias de manejo y prioridades de conservación. Si las charcas albergan comunidades diferentes de acuerdo a su génesis, la tipología de la charca importa, y sería relevante a la hora de delimitar áreas protegidas. También sería importante al momento de definir pautas de mitigación y restauración de ambientes degradados. Así, la creación o construcción de charcas artificiales puede ser una opción válida para recrear ambientes que se han perdido y ayudar a restaurar la biodiversidad acuática a escala de paisaje, incrementando la conectividad, la resiliencia y la biodiversidad. ; Facultad de Ciencias Naturales y Museo
Natural resources, especially minerals, are present in all products and are a vital component of society. Mineral consumption is experiencing an exponential increase and hence future availability is now playing a major role in resources efficiency policies. For this reason it is fundamental to have the best possible tools, objective and rigorous, that can help to properly account for this loss of resources. Studies cannot only be centered in analyzing current consumption patterns and reserves as it is happening now, but they need to take into account the gradual loss of future availability of resources due to mineral dispersion and the criticality of each of the materials. By means of the Second Law of Thermodynamics, through property exergy and with a so-called Physical Geonomics approach, mineral extraction and dispersion can be assessed. Exergy, traditionally used to assess energy resources, can be also used to account for non-energy minerals. The advantage of this approach over other conventional ones is that it takes into account not only the quantity but also the quality of the given resource. Moreover, it is totally independent of monetary variations, thereby providing more accurate and objective information. Additionally, using this approach, one can easily cross over from the physical to the economic level, linking Thermodynamics with Economics, something that has been largely sought by the school of Ecological Economics. As the basis of Physical Geonomics model was already established in previous studies, the first task of this PhD Dissertation has consisted on improving the available data. For this endeavor, an analysis on real data on energy consumption from different mining industries was performed to obtain new and more accurate data on energy consumption as a function of ore grade. Additionally, using the available information of fossil fuel and electricity consumption over the years, several energy intensity factors have been calculated. The general trend observed is that average ore grade slowly diminishes over time while energy consumption and production increases. Moreover, new data of exergy replacement costs for several mineral substances, meaning the exergy required restoring a resource from a complete dispersed state where no deposits exist to the physical and chemical conditions found in Nature with the available technology, has been calculated and has been added to the initial model. The second task of this PhD Dissertation has been to propose a new indicator (GDP/DMD) that can be used at global level and that can evaluate natural resource efficiency. This new indicator takes into account not only the quantities of materials that are consumed within a region but also the quality of those materials, being able to put the focus on scarcer and critical substances. With GDP/DMD we can have a better and more accurate assessment of mineral depletion and it can be used to enhance more effective actions in the policy making process. The third task has been to include Physical Geonomics into the Ecological Economics approach, which can be extremely helpful to evaluate natural resource efficiency use. One aspect that can be calculated using exergy replacement costs are the mineral market prices and the monetary loss associated to mineral extraction and depletion. Starting from the current mineral market prices, a new mineral price has been estimated considering that scarcity and not only economic factors are being taken into account. This allows seeing the distance between situations in which resources are treated as ordinary goods and situations in which they are treated as physical assets that need to be replaced. Last, this new approach has been applied to several case studies. Spain, the European Union (EU-28) and Colombia have been chosen as examples of regions where mineral extraction and trade is substantial. Different factors, such as mineral depletion, foreign dependency, trade deficit and monetary loss associated to mineral depletion, have been calculated for each case. As demonstrated by all the case studies, carrying out a conventional material flow analysis to study mineral depletion is not enough, as material flow analysis and conventional indicators are usually related to monetary valuation and usually put together substances that are very different from each other, comparing "apples with oranges". To complement this model and to obtain more realistic and accurate values, an exergy approach is needed, as using exergy replacement costs instead of tonnage as a yardstick we can place focus on the quality of the minerals and have a better overall picture of mineral depletion. ; Los recursos naturales, especialmente los minerales, están presentes en la práctica totalidad de los productos y son un componente vital para la sociedad. El consumo de materiales ha experimentado un crecimiento exponencial, que se ha acelerado especialmente en las últimas décadas, por lo que la futura disponibilidad de recursos está empezando a jugar un papel fundamental en las políticas relativas a la eficiencia en el uso de recursos. Por este motivo, es imprescindible contar con herramientas que sean lo más objetivas y rigurosas posible, que puedan ayudar a contabilizar de forma adecuada la pérdida de capital mineral relacionada con el consumo. Los estudios no deben centrarse solamente en analizar los patrones de consumo actuales y las reservas disponibles, tal como se hace hoy en día, también es necesario tener en cuenta la pérdida gradual de recursos en el futuro debido a la dispersión de los minerales y a su criticidad. Mediante la Segunda Ley de la Termodinámica, a través de una propiedad llamada exergía y mediante la Geonomía Física, la extracción mineral y su dispersión pueden ser evaluadas. La exergía se ha usado tradicionalmente para evaluar recursos energéticos pero también puede emplearse en el caso de minerales no energéticos. La ventaja fundamental de este enfoque sobre otros métodos convencionales es que tiene en cuenta no solo la cantidad sino también la calidad de un recursos dado. Al mismo tiempo es una propiedad totalmente independiente de factores y variaciones monetarias, siendo así un indicador objetivo y preciso. Mediante este enfoque es sencillo pasar de un análisis económico a uno físico, uniendo la economía con la termodinámica, siendo este uno de los objetivos de la escuela de la Economía Ecológica. Dado que la base de la Geonomía Física ya fue establecida en estudios previos, la primera tarea de esta tesis doctoral ha consistido en mejorar los datos disponibles. Para ello, se ha llevado a cabo un análisis de datos reales de consumo energético para obtener nuevos y más precisos valores sobre consumo de energía en función de la concentración de los minerales en la mina. Del mismo modo, empleando datos de consumo de electricidad y combustible diesel a lo largo de los años, se han obtenido distintos factores de uso energético. La tendencia general que muestran los datos es que cuanto más disminuye la ley del mineral en la mina, la cantidad de energía consumida aumenta. Partiendo de estos mismos datos, se han calculado nuevos costes exergéticos de reposición, es decir, la exergía necesaria para restaurar un recurso desde un estado completamente disperso hasta las condiciones físicas y químicas que se encuentran en la naturaleza empleando la tecnología disponible, para distintas sustancias. El segundo objetivo ha sido proponer un nuevo indicador que pueda ser empleado a nivel global para evaluar la eficiencia en el uso de recursos naturales. Este nuevo indicador (GDP/DMD) tiene en cuenta no solo las cantidades de materiales que se consumen en una determinada región sino también la calidad de esos mismos materiales, siendo así capaz de hacer énfasis en aquellas más críticos y escasos. Con el indicador GDP/DMD se puede llevar a cabo un análisis mejor y más preciso de la dispersión mineral pudiéndose así emplear para promover acciones más efectivas y concretas en las políticas enfocadas al estudio del consumo de recursos. El tercer objetivo ha sido incluir la Geonomía Física dentro de la rama de estudio llamada Economía Ecológica, función que puede ser extremadamente útil para evaluar el uso de recursos. Un aspecto que puede ser calculado empleando los costes exergéticos de reposición son los precios del mercado de los minerales y la pérdida monetaria asociada a la extracción mineral y consecuente dispersión. Partiendo de los precios actuales de los minerales en el mercado, un nuevo valor puede ser estimado teniendo en cuenta su escasez y no solo factores económicos. Esto permite ver la distancia entre una situación donde los recursos son tratados exclusivamente como una mera mercancía y una situación en la que se tratan como activos físicos que deben ser reemplazados. Finalmente, este enfoque ha sido aplicado a distintos casos de estudio. España, la Unión Europea (EU-28) y Colombia han sido elegidos como ejemplos de regiones donde la extracción y comercio de minerales tienen mucha importancia. Distintos factores, tales como el agotamiento de los recursos, la dependencia del exterior, el déficit comercial y la pérdida monetaria asociada a la dispersión de los minerales han sido calculados para cada uno de estos casos. Tal y como se ha podido demostrar en estos los estudios, llevar a cabo un análisis convencional de flujo de materiales no es suficiente a la hora de estudiar el agotamiento de los recursos minerales, ya que los análisis convencionales suelen estar relacionados con factores económicos y comparan sustancias que son muy distintas unas de otras, sumando así "peras con manzanas". Para complementar este modelo y para obtener datos más realistas y precisos, se ha empleado la exergía, usando los costes exergéticos de reposición en vez de las toneladas como criterio básico, ya que así se puede hacer más énfasis en la calidad de los minerales y tener así una mejor aproximación de la situación general.
En el Capítulo 1 se provee el marco teórico y los objetivos planteados en este estudio. En elCapítulo 2 se presentan las grillas de precipitación y temperatura hechas a partir de unarecopilación de datos mensuales en la región. Se compilaron 218 y 114 registros deprecipitaciónytemperaturarespectivamente,provenientesdeinstitucionesgubernamentales y privadas de la región. Estos datos fueron interpolados mediante latécnica de co-kriging para obtener grillas de precipitación y temperatura de 20 km x 20 kmcubriendo el norte de la Patagonia desde 63° a 75° longitud Oeste y 35° a 45° latitud Sur.Estas nuevas grillas (Grillado Climático para Patagonia Norte, o GCPN) representan lasvariaciones de los rasgos espaciales en los campos medios de temperatura y precipitaciónde una manera más realista que las grillas climáticas globales disponibles en la actualidad.También se comparó el desempeño de estas grillas con otras grillas climáticas globales deuso común en la región. A partir del trabajo realizado en este capítulo se ha publicado unartículo científico en una revista indexada (DOI:10.1007/s13351-015-5058-y).En el capítulo 3 se analizó la variabilidad espacial y temporal de la precipitación y latemperatura (utilizando las grillas presentadas en el capítulo 2) y su relación con fenómenosclimáticos de gran escala. La variabilidad espacio-temporal de los campos de precipitacióny temperatura a escala regional fue establecida aplicando un Análisis de ComponentesPrincipales (ACP) a los datos grillados. Una vez determinados los patrones dominantes, seexploraron los forzantes del sistema climático a escala hemisférica y global asociados a lavariabilidad en la temperatura y precipitación en el norte de la Patagonia. A grandes rasgos,el análisis de componentes principales aplicado a las series de precipitación y temperaturaidentificó cuatro grandes patrones de variabilidad temporal en la región. El patrón asociadoal sector noroeste de la región presenta un clima tipo mediterráneo. El patrón asociado alsector Este y Noreste coincide con el clima frio semiárido. El patrón asociado al sector Sury Sudeste coincide con el clima árido frio, mientras que el patrón asociado a la región Sur ySudoeste coincide con la región de clima oceánico. La comparación de estos patrones dominantes de variabilidad en la temperatura y laprecipitación sobre el norte de la Patagonia con índices de circulación océano/atmosferaarrojó algunas relaciones de interés. Por ejemplo, existe una relación negativa entre laprecipitación en el Oeste de la región de estudio (clima tipo Mediterráneo) durante laprimavera, el verano y el otoño y la Oscilación Antártica (AAO). El fenómeno El Niño-Oscilación del Sur (ENOS) está relacionado, en su fase cálida, a un aumento deprecipitación sobre la Cordillera de los Andes, particularmente al Oeste de esta durante laprimavera. En el invierno, los eventos cálidos ENOS están asociados a mayoresprecipitaciones en el sector Este de la región. Los índices del Océano Atlántico (SAODI yTSA) solo muestran una relación negativa con la precipitación en el Este de la regióndurante el invierno. La AAO resulta ser el principal forzante de las variaciones en latemperatura en el norte de la Patagonia. Muestra relaciones positivas con esta variable en elSur de la región durante el verano, el otoño y la primavera; y en el Este de la región duranteel invierno.En el capítulo 4 se analiza la variabilidad espacial y temporal del Índice de VegetaciónNormalizado (IVN) mediante el análisis de componentes principales, y se comparan lasregiones que resultan de este análisis con clasificaciones previas de la vegetación en laregión que tienen en cuenta atributos estructurales o funcionales de la misma. Lavariabilidad espacio-temporal del IVN derivado de sensores remotos fue analizada tanto anivel de Región Ecológica Homogénea o Tipo Forestal , como a escala regional aplicandoel Análisis de Componentes Principales (ACP). La variabilidad temporal se analizó a nivelintra-anual e interanual, filtrando el ciclo anual mediante el cálculo de los desvíosestandarizados. Se pudieron reconocer, a grandes rasgos, cuatro regiones donde lavariabilidad temporal del IVN se comporta de manera relativamente homogénea: 1) Regiónde Clima Mediterráneo, que se corresponde con los Tipos Forestales Araucaria, Coihue ?Raulí ? Roble, las Regiones Ecológicas de Pastizales Subandinos y de Sierras y Mesetas(en transición con el clima Frio Semiárido), y el Tipo Forestal Lenga, en transición con elclima Templado Oceánico; 2) Región de clima Semiárido Frío y Árido Frío, quecomprende a las Regiones Ecológicas de Sierras y Mesetas, Distrito central de Chubut yDistrito del Golfo (que a su vez conforman la Provincia Fitogeográfica Patagónica); 3) Región de climas Templado Oceánico y Subpolar Oceánico, que comprende a los TiposForestales Alerce, Siempreverde Valdiviano y Lenga adyacentes; 4) Región de Clima Friosemiárido, representada principalmente por la Provincia Fitogeográfica del Monte (MonteAustral y Monte Oriental). A grandes rasgos, se puede observar que el ciclo anual es elrasgo predominante de la variabilidad del IVN hacia el Noroeste de la región (zona declima mediterráneo). El ciclo anual pierde su amplitud hacia el Sur y hacia el Este, amedida que adquieren mayor importancia los ciclos intra- e inter-anuales.En el capítulo 5 se analiza la relación entre la variabilidad en el IVN y las variaciones en lasprecipitaciones y la temperatura, considerando diferentes escalas temporales en las que sepueden manifestar estas relaciones. La temperatura, particularmente al comienzo de laestación de crecimiento, parece ser el factor climático determinante del crecimiento de losBosques Templados y de algunas regiones ecológicas pertenecientes a la ProvinciaFitogeográfica de la Patagonia (Distritos del Golfo y Central de Chubut). Para la regiónecológica del Monte Oriental, la precipitación de verano es el factor determinante de ladinámica del IVN a escala intra-anual. Este acoplamiento entre la precipitación y el IVN enesta región no ha sido reportado en trabajos anteriores. Esta relación pareciera estarasociada a la mayor abundancia relativa de especies C4 en esta región. Las especies C4 sonparticularmente eficientes para aprovechar los eventos esporádicos de lluvia durante elverano. Este acoplamiento entre el IVN y la precipitación es evidente a diferentesfrecuencias temporales, particularmente en la escala interanual.En el capítulo 6 se abordó el estudio de la relación entre la variabilidad del IVN y lasvariaciones climáticas de gran escala. Los índices muestran diferentes asociaciones con lospatrones de IVN según la región y la época del año. En líneas generales, la AAO influenciatodos los patrones de IVN. Esto probablemente se deba a que su influencia en laprecipitación y la temperatura abarcan casi la totalidad de la región estudiada. El fenómenoEl Niño-Oscilación del Sur también muestra asociaciones con tres patrones, pero surelación más notoria con el IVN se observa en los Bosques Siempreverde y de Alercedurante la primavera y el verano. Por su parte, tanto los índices asociados a la circulacióndel Océano Atlántico, así como las TSM del Atlántico tropical, influyen las variaciones en los patrones que corresponden a las Regiones Ecológicas del Monte Austral y MonteOriental y la Provincia Fitogeográfica de la Patagonia. ; This doctoral dissertation is organized in seven chapters. Chapter 1 provides the theoretical framework and the main goals of this thesis. In Chapter 2, 218 and 114 precipitation and temperature records, respectively, were compiled from different governmental and private institutions to develop a gridded climatic data base across northern Patagonia. Based on a co-kriging methodology, these precipitation and temperature records were interpolated into 20 x 20 km-resolution grids covering northern Patagonia from 63º to 75º W longitude (from Atlantic to Pacific coast) and from 35º to 45º S latitude. These new grids (Northern Patagonia Climate Grids, NPCG) represent spatial variations of both temperature and precipitation fields in a more realistic manner than other global climate grids currently available for the region. The performance of NPCG was contrasted with other global climate grids commonly used in northern Patagonia. This work has already been published in an international, indexed journal (DOI:10.1007/s13351-015-5058-y). In Chapter 3, spatial and temporal variations in temperature and precipitation, based on NPCG (chapter 2) were analyzed, along with their relationships with large-scale climate forcings. The dominant modes of spatial and temporal variability in temperature and precipitation were determined by applying a Principal Component Analysis (PCA) to the gridded data sets. Once that the main patterns of temperature and precipitation variability were identified, they were compared with large-scale (continental, hemispheric to global) climatic drivers. Overall, the PCA analyses of the temperature and precipitation grids identified four different patterns of spatio-temporal variability in northern Patagonia. The northwestern Patagonia pattern shows the classical features related to the Mediterranean climate across Central Chile and the adjacent Cordillera de los Andes. The pattern associated with the cold semiarid climate prevails in the eastern and northeastern sectors of northern Patagonia. The spatial pattern related to the south-southeastern region in northern Patagonia encompass the dominant cold arid climate, whereas the southern and southwestern sectors in the study region coincides with the Pacific oceanic climate. The dominant patterns of variability in temperature and precipitation showed interesting links with several atmosphere/ocean circulation indexes. For example, negative relationships were recorded between precipitation in the Mediterranean sector during spring, summer and fall and the Antarctic Oscillation index (AAO). In contrast, the warm events of El Niño/Southern Oscillation (ENSO) are associated with positive rainfall anomalies west of the Andes range during spring. In winter, warm ENSO events are related to above-mean rainfalls anomalies in the Eastern sector of the study area. The indices associated with the tropical and subtropical Atlantic Ocean (SAODI and TSA) are negatively related to precipitation in the Eastern sector during winter. The AAO seems to be the main driver of temperature variability in northern Patagonia. The AAO shows positive relationships with temperature in the southern sector of northern Patagonia during summer, autumn and spring, and in the eastern sector during winter. The establishment of the spatio-temporal variations in the Normalized-Difference Vegetation Index (NDVI), based on Principal Component Analysis, was the main goal of Chapter 4. The NDVI-based regions identified were compared with vegetation classifications based on structural or functional features of vegetation across northern Patagonia. The spatio-temporal variability in NDVI was estimated based on previously established ecosystems (from forests to dry steppe) and similarities in NDVI according to PCA analysis). Temporal variations were analyzed in both intra and inter-annual scales. The annual cycle in NDVI was removed from the original time series by computing the standard deviations in relations to the period 2001-2010. Four regions with relativehomogeneous temporal behaviors were identified: 1) The Mediterranean climate region, which shows similarities with the Coihue – Rauli – Roble, Lenga and Araucaria forest types, and the Pastizales Subandinos and Sierras y Mesetas grassland-upper steppe types; 2) The region with cold semiarid and arid climate, which spatially overlaps with the Sierras y Mesetas, Distrito Central de Chubut and Distrito del Golfo steppe regions; 3) The region of temperate and subantartic oceanic climates, which is associated with the Alerce, Siempreverde Valdiviano and Lenga forest types; and 4) The region of cold semiarid climate related to the Monte Austral and Monte Oriental ecological regions. Overall, a dominant annual cycle is the main feature of the temporal evolution of the NDVI in the Mediterranean climate zone. The amplitude of the annual cycle diminishes towards the south and the east where intra- and inter-annual cycles gain importance. In Chapter 5, the relationships between the variability of NDVI and temperature and precipitation are documented, taking into consideration the different temporal scales in which interactions between these variables occur. Temperature, mainly at the beginning of the growing season, seems to be the determinant factor for the growth of the temperate forests and the Distritos del Golfo and Central de Chubut grassland-steppe regions. For the Monte Oriental ecological region, summer rainfall is the most important factor related to the inter-annual dynamic in the NDVI. This strong temporal coupling between summer rainfall and NDVI in the Monte oriental has not been previously reported. This relationship seems to be associated with the abundance of C4 species in this ecological region. C4 species take advantages of the sporadic summer rainfalls more efficiently than C3 plants. This coupling between rainfall and NDVI is present at different timescales, particularly at the inter-annual scale. Relationships between NDVI variability and large-scale climate forcings were documented in Chapter 6. Linkages between NDVI and large-scale atmospheric circulation indices vary according to the seasons and different vegetation regions across northern Patagonia. Overall, the AAO influences most patterns of NDVI variability, in response to the pervasive influences of the AAO on temperature and precipitation regimens over most northern Patagonia. ENSO shows linkages with the Siempreverde Valdiviano and Alerce forest types during spring and summer. Finally, the indices associated with variations in the circulation of the Atlantic Ocean and Sea Surface Temperatures (SST) across the tropical Atlantic Ocean are related to NDVI patterns in the Monte Austral and Monte Oriental ecological regions. Finally, Chapter 7 discuss the results and provides directions for further research. ; Fil: Bianchi, Emilio. Consejo Nacional de Investigaciones Científicas y Técnicas; Argentina. Consejo Nacional de Investigaciones Científicas y Técnicas. Oficina de Coordinación Administrativa Ciudad Universitaria. Centro de Investigaciones del Mar y la Atmósfera. Universidad de Buenos Aires. Facultad de Ciencias Exactas y Naturales. Centro de Investigaciones del Mar y la Atmósfera; Argentina
Lake Chad is an oasis in the middle of the desert. It is a tropical lake whose active basin feeds largely on the waters of the Chari River and its main affluent, the Logone River. To a lesser extent, it receives contributions from the Komadougou Yobé, the Beid, the Yedseram and the Ngadda basins. The size of the lake is variable due to the fluctuations in the rainfall regime. Nearly one hundred million inhabitants rely on its waters for food. For several decades, its population has been suffering a hydric and humanitarian crisis that is the result of a combination of various factors. The purpose of this paper is to address this multidimensional problem from a hydrosocial perspective, focusing not only on environmental issues but also considering that water crises are the consequence of symbiotic relationships between human beings and nature. This political-ecological perspective suggests, in Swyngedouw's words, a close correlation between the transformations of, and in, the hydrological cycle at local, regional and global levels on the one hand and relations of social, economic and cultural power on the other (2009, p. 56). Thus considered, crises involve state structures and political decisions, geometries of power, economic and social relations of its inhabitants, and the relationship established between these factors and the environment. Therefore, this study does not consider the Lake Chad issue as the mere result of a natural desertification process or as a consequence of climate change, influenced or not by human action. Instead, we consider that this issue comprises multiple variables and actors that interact and influence each other, thus shaping the current situation of the region, which also involves four African states. Additionally, we will use the concept of "waterscape" to refer to "a landscape unity" resulting from the interaction between societies and their environment, which involves, therefore, "all social, economic, cultural and political processes through which nature is perceived and transformed by societies, as well as - in return - the influence of these environmental changes on societies" (Molle, 2012, p.220). In its current form, Lake Chad's waterscape shows a region suffering constant human displacements and insecurity due to the conflicts triggered by human migrations in search of new lands as a consequence of the desertification caused by changes in rainfall levels. These displacements are, in turn, influenced and aggravated by state action and state violence, and by the proliferation of various armed movements that leverage the situation to pursue their illicit activities linked to organized crime. The Lake Chad Basin is part of a circuit of trade routes established centuries ago by populations largely dependent on livestock and agriculture, who experienced periods of peaceful coexistence among them, and others not so peaceful. In modern times, this modus vivendi has been disrupted by droughts and desertification. Consequently, populations have moved from the most arid to the most humid regions, while confrontations between semi-nomadic populations or herders and sedentary populations have proliferated. In the basin states, these displacements soon led to violent clashes between herders and farmers over land use and access to water sources. In view of such a scenario, states have not acted effectively in order to stop violence. Since their independence, the Sahelian states have neglected the desert regions of their territories mainly because of the resistance of their inhabitants to bureaucratic state practices that affected their nomadic or semi-nomadic way of life. This is the reason why such regions never had access to the basic services or economic possibilities that were available at urban centers. Consequently, desert regions did not have access to health, education, basic health services or even safe drinking water. States have also failed to implement a land policy that ensures access to the resources that each sector needs in order to survive and prosper. The legal gaps regarding land tenure and the coexistence of several "legal categories" (such as reserves, communal land, vacant land, etc.) is a pervasive reality in this region, which reveals traditional coexistence mechanisms that are not in line with states' bureaucratic dynamics, sometimes clashing with them. The Lake Chad Basin states have not either been able to bring an end to the terrorist violence unleashed mainly by Boko Haram and Islamic State in West Africa Province (ISWAP). As a matter of fact, one of the main strategies for recruiting members and getting civilian support in the early days of Boko Haram had to do with the provision of basic health services and the opening of Koranic schools, trying to fill the gaps left by an absent state. Subsequently, Boko Haram resorted to forced recruitment, looting and widespread violence against the inhabitants of the cities and towns where it settled. The states' military response was channeled through the Multinational Joint Task Force (MNJTF) and various national or bilateral operations in the affected states. The MNJTF organized several boisterous operations –some of them successful, and others not so much- but managed to significantly reduce Boko Haram's area of influence. Taking the hydrosocial perspective into account, this paper seeks to analyze the variation in the rainfall level and its impact on the lake´s conditions; the historical and current population movements of the various ethnic groups inhabiting the region; the role of the region's inhabitants and the policies imposed on them by the four basin states; the state, communal and terrorist violence occurring in the area; and the link among these factors as determinants of the current regional crisis. ; El lago Chad es un oasis en medio del desierto. Se trata de un lago tropical cuya cuenca activa se alimenta principalmente de las aguas del río Chari y de su afluente el río Logone. Cerca de cien millones de habitantes viven de sus aguas. Desde hace varias décadas, su población atraviesa una situación de emergencia hídrica y humanitaria que es producto de una combinación de factores. Este artículo busca abordar esta problemática multidimensional desde la perspectiva hidrosocial que focaliza no solamente en las cuestiones ambientales, sino que considera que las crisis hídricas son resultado de las relaciones simbióticas entre el ser humano y la naturaleza. Esta perspectiva político-ecológica supone una estrecha relación entre las transformaciones en el ciclo hidrológico a nivel local, regional y global, de una parte, y las relaciones sociales, políticas, económicas y culturales de poder, de otra. Así considerado, las crisis involucran las estructuras estatales y las decisiones políticas, las geometrías de poder, las relaciones económicas y sociales de sus habitantes, y la relación que se establece entre estos factores y el medio ambiente. Por ello, este estudio no considera la cuestión del lago Chad como el mero resultado de un proceso natural de desertización o de cambio climático influenciado o no por la acción humana. Consideramos en cambio, que esta problemática está atravesada por múltiples variables y actores que interactúan y se influencian entre sí determinando la situación actual de la región, que en este caso, involucra además a cuatro estados africanos. Se utilizará asimismo el concepto de waterscape, entendiendo por ello "una unidad de paisaje", que es resultado de la interacción entre las sociedades y su ambiente. En su expresión actual, el waterscape del lago Chad muestra una región que sufre desplazamientos humanos constantes debido a los cambios en el régimen de lluvias, la falta de aguas y de pasturas, resultantes de la desertización. A su vez, este movimiento de pueblos provoca conflictos comunales entre ganaderos y agricultores por la posesión y el uso de la tierra. La falta de legislación y de una gestión estatal que contemple una adecuada política de tierras agrava la violencia cotidiana que, por otra parte, también se ve exacerbada por la violencia estatal a la hora de reprimir los enfrentamientos comunales. Desde hace casi dos décadas, la región ha visto la proliferación de diversos grupos armados que encuentran en esta situación una ocasión propicia para desarrollar sus actividades ilícitas vinculadas al crimen organizado. Teniendo en cuenta los lineamientos teóricos que hemos esbozado líneas arriba, en este artículo buscamos analizar la actual crisis del lago Chad como una crisis regional en la que se entremezclan factores ambientales, sociales y políticos. En este sentido, analizaremos la variación del régimen de lluvias y sus repercusiones sobre los estados del lago, los movimientos poblacionales históricos y actuales de las diversas etnias que habitan la región, el rol y las políticas impuestas para con habitantes por parte de los cuatro estados de la cuenca, la violencia estatal, comunal y terrorista que se verifica en la zona, y la vinculación entre estos factores como determinantes de la actual situación de la región.
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.
