Limnetica 24 (3
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Robert G. Wetzel, in memoriam Photo taken from RG Wetzel cv published in the internet Bob Wetzel died from cancer at his home on April 18, 2005, at the age of 68. It is hard to write about somebody admired and respected, both professionally and personally. Bob Wetzel has left a tremendous void in our hearts. The complete personality of this enthusiastic man, committed to excellence, was reflected in the many facets of science he touched in the near 30 books and 400+ publications, as well as in the wonderful paintings he created in his spare time (I was always intrigued how could he find spare hours), his select musical taste, or his love for flowers, wild blossoms included. Bob used to smile with his eyes as well. He was kind, although demanding. His lab was exemplar in the sense that it was very well equipped and there was always this productive atmosphere created by him, showing up often to help and see how things were going. His habit of calling meetings to discuss work to his home (with total connivance of Carol, his wife, who would prepare delightful brownies and “disappear” for the whole evening, allowing us to discuss for hours experimental designs or the latest papers on several ongoing research topics) was motivating and much more relaxing than if the meetings were held in the department. Extremely careful in preparing his talks in conferences or his classes, advising students and young colleagues and always helping in both their personal and scientific lives; when writing his masterpiece text book (“the book” for many of us) he was thoroughly looking for bibliography and concerned about citing young scientists having done good, sound work because this would help and encourage them. His permanent concern for helping young scientists full of value but scarce in resources is reflected by the request of his family: In lieu of flowers, friends and colleagues should make donations to the Robert G. Wetzel Memorial Fund, in care of SIL through Ms. Denise Johnson, SIL Administrative Assistant, The University of North Carolina at Chapel Hill, School of Public Health, Department of Environmental Sciences & Engineering, CB # 7431, 124 Rosenau Hall, Chapel Hill, NC 27599-7431. Contributions are still being accepted. Bob was always inspiring by example. It is hard to believe we will not meet him at the corner anymore, when attending professional meetings. Truly, he will never be gone; he will always be among us and very much present in our minds and words – he simply cannot leave! M. J. Boavida Univ. Lisboa Limnetica, 24(3-4): 199-202 (2005) © Asociación Española de Limnología, Madrid. Spain. ISSN: 0213-8409 199 First occurrence of Lepomis gibbosus (L.,1758) in the Segura river basin (SE, Spain) Francisco J. Oliva-Paterna, Asunción Andreu, David Verdiell & Mar Torralva Department of Zoology. University of Murcia. 30100 Murcia. Spain. [email protected] RESUMEN Este trabajo constituye la primera cita de Lepomis gibbosus (L.,1758) en la Cuenca del río Segura (SE, España). La presente comunicación amplía la distribución geográfica de L. gibbosus en la Península Ibérica con la inclusión de la Cuenca hidrológica del Segura en su rango de distribución. Este trabajo presenta la primera cita de la presencia de la especie en la Cuenca con la detección de una población viable establecida en un sector del río Segura, si bien parece ser consecuencia de una introducción reciente. Proponemos tres hipótesis posibles en lo referente a la invasión de esta especie exótica: (1) Introducción deliberada o accidental por parte de pescadores deportivos; (2) Introducción de la especie en balsas de riego y la consecuente invasión del cauce principal debido al alto desarrollo agrícola característico del área donde se ha localizado la especie; (3) Introducción en la Cuenca a través del trasvase Tajo-Segura. El establecimiento de esta incipiente población sugiere la necesidad urgente de realizar estudios de seguimiento para el desarrollo de un Plan de Control de la misma. Palabras clave: Lepomis gibbosus, Introducción, Exóticas, Segura, Península Ibérica. ABSTRACT This paper is the first reference of Lepomis gibbosus (L., 1758) in the Segura River basin (SE Spain). In this brief communication, the geographical distribution of L. gibbosus in Spain is widened to include the Segura River basin in its distribution rank. This is the first report of its occurrence in this basin, with the detection of a viable population in a section of the Segura rive although it seems to be a recent introduction. We propose three possible hypotheses concerning the invasion of this exotic species: (1) Deliberate or accidental introduction by anglers (Angling effect); (2) The introduction of the species into artificial irrigation ponds and the subsequent invasion of the main channel due to the high level o agricultural development in the area were the species was detectedft; (3) Introduction into the basin through the Tajo-Segura interbasin water transfer system. The establishment of this incipient population suggests that monitoring studies are urgently needed to develop a protocol for its control. Keywords: Lepomis gibbosus, Introduction, Exotics, Segura, Iberian Peninsula. Lepomis gibbosus (L., 1758) (Pisces, Centrarchidae) is a native fish from North America whose introduction in Europe dates from around 1880 (Vooren, 1972). This exotic fish is nowadays widespread in European waters (Welcomme, 1991). According to García-Berthou & MorenoAmich (2000a) the first confirmed record of the species in the Iberian Peninsula (Lake Banyoles) dates to between 1910 and 1913. Until the 1980’s the species remained under control although since then it has spread for a high number of hydrological basins in the Iberian Peninsula (De-Sostoa et al.,1987; Doadrio, 2002). The aim of this note is to report the establishment of L. gibbosus in the Segura river basin. A total of 79 specimens were collected in seven out of a total of 15 sampling sites on the Segura River. The sample sites were located between Las Minas (upstream, Albacete 30SXH427557) and Azud de Ojós (downstream, Murcia 30SXH510469) (70 Km channel long). At each sampling locality (100-150 m long), fishing was performed with standard AC electrofishing equipment using a 1800 W generator (working voltage between 200 and 350 V, 2-3 A) between May and June 2004. The specimens were fixed in 200 Oliva-Paterna et al. neutralized formaldehyde solutions (10 %), sex and standard length (LS ± 1 mm) were obtained for each individual ex situ. Some of them are preserved in the ichthiological collections of The Zoology and Anthropology Department of the University of Murcia (LgiSE04-1 / LgiSE04-25). There are no previous records of L. gibbosus in the Segura River basin (Mas, 1986; García de Jalón et al., 1992; Torralva & Oliva-Paterna, 1997; Torralva et al., 1999; Miñano et al., 2002 y 2003; Oliva-Paterna et al., 2002), however some of its population parameters point to a viable establishment of the species: (1) High occurrence (46.6 % of sampling sites) in a long strech of the Segura River (70 Km long channel); (2) Population size-structure and sex-ratio (Figure 1), although in comparison to other populations in the Iberian Peninsula (Zapata & Granado-Lorencio, 1993; Godinho & Ferreira, 1996; García-Berthou & Moreno-Amich, 2000b; Gutiérrez-Estrada, 1997; GutiérrezEstrada et al., 2000), this seems to be an incipient population because of the lack of higher sizes and consequently old individuals; and (3) Confirmed reproduction, as seen by the capture of juveniles and mature adults (determined by visual observation of the gonads). We hypothesize that the colonization of the Segura River by L. gibbosus may be attributed to either one or a combination of these three causes: (1) Its deliberate or accidental introduction by anglers since sport fishing is extremely popular in the sector of the river where the species has been detected (three intensive sport fishing preserves) and the popular use of the species as bait for sport fishing; (2) The sampling area is one of the most important irrigated agricultural areas of the Murcia region, and a network of artificial irrigation ponds has been developed. The anthropic introduction into such ponds of a variety of fish species is a very common and traditional practice; indeed agricultural activities have recently been shown to act as significant landscape determinants of non-indigenous fish invasion (Ross et al., 2001); (3) Consequence of fish dispersion along the Tajo-Segura interbasin water transfer system, such as has been demonstrated in the case of other introduced fish species in the Segura basin (García de Jalón et al., 1992; Torralva & Oliva-Paterna, 1997). The impact of biological invasions, particularly in the case of freshwater fish, is a worldwide ecological problem, which has not only been neglected (García-Berthou & Moreno-Amich, Figura 1. Distribución de frecuencias de longitud (LS, mm) y proporción de sexos (machos/hembras) de la población de L. gibbosus detectada en el río Segura. Size-frequency distribution (LS, mm) and sex-ratio (males/females) of L. gibbosus population detected in the Segura River. Lepomis gibbosus in the Segura basin 2000a) but rather encouraged by the management activities of the administration (e.g. introduction of Oncorhynchus mykiss into intensive sport fishing preserves). In the Iberian Peninsula the negative effects of freshwater fish introduction has recently been demonstrated by several studies (Elvira, 1998; García-Berthou & Moreno-Amich, 2000a; Godinho & Ferreira, 2000; Elvira & Almodóvar, 2001; Vila-Gispert et al., 2004). The most obvious potential impact of L. gibbosus introduction involves egg and juvenile fish predation (Gondinho et al., 1997; GarcíaBerthou & Moreno-Amich, 2000b; Domínguez et al., 2002), which has been considered responsible for diminishing the reproductive capacity of other coexisting species (Keith & Allardi, 1998). The detected population of L. gibbosus showed a low-density in relative terms compared with coexisting high-density species, such as Barbus sclateri and Chondrostoma polylepis, but this still represents a threat to other low-density coexisting species like Squalius pyrenaicus (= Leuciscus pyrenaicus). Moreover, some of these types of exotic species have spread quickly over extensive areas (Elvira, 1998). In the last 25 years, eight non-autochthonous freshwater fish have become established in the Segura basin (García de Jalón et al., 1992; Torralva & Oliva-Paterna, 1997 and 2003; Miñano et al., 2002), which, together with previously established non-autochthonous fish species, represent 76.5 % of the current freshwater fish fauna of this basin. The actual impact of these non-autochthonous species, mainly exotic species to the Iberian Peninsula, on autochthonous fish is very difficult to ascertain because of the lack of previous (before introductions) and continuous (after introductions) data. Nonetheless, the viable establishment of this incipient population of L. gibbosus in the Segura River suggests that monitoring studies are urgently needed to develop a protocol for its control. In recent years, Spanish politics has become more environmentally conscious, but the Environmental services of the Autonomous Governments should now be forced to act in the control of the introduction and spread of exotic fish species. 201 REFERENCES DE-SOSTOA, A., J. LOBÓN-CERVIÁ, V. FERNÁNDEZ-COLOMÉ & F. J. DE-SOSTOA. 1987. La distribución del Pez-Sol (Lepomis gibbosus L.) en la Península Ibérica. Doñana, Acta Vertebrata, 14: 121-123. DOADRIO, I. (Ed.) 2002. Atlas y Libro Rojo de los Peces Continentales de España. 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ISSN: 0213-8409 203 Production and decomposition in floating soils of the Iberá wetlands (Argentina) Patricia Gantes1,2, Ana Torremorell2 Programa de Investigación en Ecología Acuática, Departamento de Ciencias Básicas, Universidad Nacional de Luján. CC 221. (6700) Luján, Argentina. [email protected], [email protected] ABSTRACT Floating soils grow due to the deposition of dead material onto their surface as well as the increment in belowground biomass. The imbalance between biomass production and decomposition is the source of organic matter accumulation. The Esteros del Iberá wetland (Argentina) features extensive areas of floating soils, locally known as “embalsados”. The annual aboveground biomass production, decomposition rate, and changes in nitrogen content in Thalia multiflora, a common species of Iberá, were determined in order to assess the organic matter addition and the nitrogen dynamics in the floating soils dominated by this species. The aboveground net primary production was estimated by measuring the standing crop at the peak registered during the sampling period. The decomposition rates of leaves and stems were determined by the litterbag method. The litterbags were collected periodically during a year. The annual organic matter addition was estimated from the relation between aboveground production and the amount of mass lost in a year. The maximum aboveground biomass was 1368 g/m2 (± 271 SD), 71 % stems and 29 % leaves. The loss of weight in the sampling period (399 days) corresponds to 78 % of the initial mass: the total biomass exponential decay coefficient was significantly (ANCOVA; p<0.001) lower in stems (k = 0.0036) than in leaves (k = 0.0040). Both the decomposition rate value as well as the P/D ratio = 1.37, indicate that in T. multiflora stands the organic matter incorporated to the floating soil’s surface is small when compared to other peatlands. Initial nitrogen concentration in leaves and stems was 1.07 % and 0.32 %, respectively, this value increased to 1.76 % and 1.25 % in both substrates. Immobilization was observed in intermediate stages; by day 399, when leaves and stems lost nearly 2/3 of their initial weight, N values were similar to the initials, in agreement with the low nutrient availability that is characteristic of peatlands. Keywords: wetlands; decomposition; production; macrophytes; floating soils; nitrogen. RESUMEN Los suelos flotantes crecen tanto debido al deposito de materia orgánica muerta en su superficie como al incremento en la biomasa subterránea. La acumulación de materia orgánica es el resultado de la diferencia entre la producción de biomasa aérea y su descomposición. Esteros del Iberá es un humedal que posee grandes extensiones de suelos flotantes, localmente llamados “embalsados”. En este trabajo se determinaron la producción de biomasa aérea, la tasa de descomposición y los cambios en el contenido de nitrógeno de Thalia multiflora, una especie abundante en Iberá, con el propósito de estimar el agregado anual de materia orgánica y la dinámica del nitrógeno en los embalsados dominados por esta especie. La producción de biomasa aérea anual fue estimada como la biomasa máxima registrada durante el período. Las tasas de descomposición de hojas y tallos fueron determinadas mediante la recolección de bolsas con material muerto de la especie, periódicamente a lo largo de un año. El agregado anual de materia orgánica al embalsado se estimó como la relación entre la producción de biomasa aérea y el peso perdido en un año. La biomasa máxima fue de 1368 g/m2 (± 271 DE), 71 % de tallos y 29 % de hojas. En el período de muestreo se perdió el 78 % del peso inicial, la tasa de descomposición fue significativamente (p<0.001) más lenta para tallos (k = 0.0036) que para hojas (k = 0.0040). Tanto la tasa de descomposición como la razón P/D = 1.37 indican que T. multiflora incorpora en forma superficial a los embalsados una pequeña cantidad de materia orgánica si se compara con otros humedales. La concentración inicial de nitrógeno en hojas y tallos fue de 1.07 % y 0.32 % respectivamente, aumentando hasta 1.76 % y 1.25 %. Se observó inmovilización en etapas intermedias del período de estudio, pero al final de 399 días cuando las hojas y tallos habían perdido cerca de 2/3 de su peso inicial, los valores de nitrógeno eran próximos a los iniciales, lo que concuerda con la baja disponibilidad de nutrientes señalada para humedales con características de turbera. Palabras clave: humedales; descomposición; producción; macrófitas; suelos flotantes; nitrógeno. 204 Gantes & Torremorell INTRODUCTION Floating soils comprise large areas in wetlands of different latitudes. They originate from the interlacing of aquatic plant roots and rhizomes, and the accumulation of organic matter from the decay of vascular plants. The mats grow both due to the increments in belowground biomass and to the deposition of dead material on their surface (Denny, 1987; Hoog & Wein, 1987). As is the case with other wetlands, floating mats are detritus-based ecosystems (Wetzel, 1995) in which decomposition is the most important process driving the mineral cycling, and nutrient availability is low (Sasser & Gosselink, 1984; Verhoeven, 1986; Aerts et al., 1999; Qualls & Richardson, 2000); the imbalance between biomass production and decomposition is the source of organic matter accumulation. The Esteros del Iberá wetlands feature extensive areas of these floating soils, locally known as “embalsados”. They sustain a high vegetation biomass, and high species diversity whose decomposition rate could determine the nutrient availability to the vegetation. Since there is no information on litter dynamics, overall decomposition and relation between production and decomposition in Iberá floating mats, we determined the annual aboveground biomass production and decomposition rate of a common species of the embalsados, Thalia multiflora Horkel (Fam. Marantaceae). Our goal was to assess the annual organic matter addition and nitrogen dynamics of dominant T. multiflora stands. 19.8 y 21.4°C, annual PPT between 1200 and 1700 mm (Ferrati et al., 2003) This wetland has been characterized as a tropical peatland because of the organic matter accumulation and the dominance of macrophyte vegetation (Neiff, 1999). Iberá has high diversity, as well as several animal species of conservation interest. For that reason the area is protected since 1985. Human activities are mainly constrained to rice fields, extensive livestock raising, forestry exploitations, and tourism. Sampling was carried out in the “embalsados” around the littoral of the Iberá Lagoon. This water body is located in the southeastern part of the Esteros del Iberá (57°11’W - 57°04’W; 28°27’S - 34°24’S) (Fig. 1). Some characteristics of the interstitial water of the “embalsados” during the study were (mean ± SD): temperature: 18.8°C ± 4.8°C; pH: 5.76 ± 1.1 and dissolved oxygen 1.46 mg /l ± 1.40. The organic matter content in the embalsados’ sediment was 77 % ± 5 % and moisture was 90 % ± 2 % The dominant species in this area were Cyperus giganteus; Rhyncospora spp.; Thalia multiflora, and Schoenoplectus californicus STUDY AREA The Esteros del Iberá wetland, is located in the Corrientes Province (NE of Argentina) and has an area of 13 000 km 2. Iberá is a complex ecosystem developed in an inland depression, and comprises lagoons, streams, marshes, floating soils (embalsados) and rice fields, all interconnected by shallow streams of slow-flowing water (Bonetto & Hurtado, 1998). The annual mean air temperatures vary between Figure 1. Location of the Iberá lagoon in the Corrientes province (Argentina) and location of sampling sites (a and b). Ubicación de la laguna Iberá en la provincia de Corrientes (Argentina) y de los sitios de muestreo (a y b). Production and decomposition in wetlands 205 (Gantes et al., 2003). T. multiflora is a common species in the Esteros del Iberá (Neiff, 1981). It is a latifoliated perennial plant with rhizomes, that looses all the aboveground biomass in winter. MATERIALS AND METHODS Aboveground net primary production was estimated using the peak of the standing crop registered during the sampling period (Westlake, 1965; Boyd & Vickers, 1971; Ibañez et al., 1999; Venterink et al., 2002). T. multiflora aboveground biomass was measured in T. multiflora dominant stands, at six times during the year. Each time, the total vegetation present in 3 quadrates (2500 cm2) was clipped, sorted between leaves and stems, and oven-dried at 80°C to constant weight; ash content was determined by combusting sub-samples at 500°C. It was considered that the annual litter production could be estimated from the aboveground net primary production. This is possible because, T. multiflora turns over nearly all the aboveground biomass annually; but on the other hand, and because an unknown portion of this production is translocated to underground parts, it was estimated that the annual litter production is at most, equivalent to the aerial production. Standing dead material was harvested from randomly chosen “embalsados” at several different locations in the Iberá lagoon. The litter was rinsed, cut into 10 cm fragments and oven dried at 40°C. Sixty litterbags (20 x 20 cm, 1 mm mesh) filled with 10 g of this material (5 +/- 0.5 g leaves and 5 +/- 0.5 g petioles and stems) were placed lying horizontally on the “embalsado”. The litterbag technique is probably not the ideal method to study decomposition of emergent plants (Newell, 1993). However it is still widely used and it was applied for comparative purposes. The litterbags were collected after 39, 85, 123, 206, 275, 333 and 399 days. They were carefully rinsed and sediment was removed from the litter by hand. Dry weight and ash free dry weight of litter were determined here as in the aboveground biomass samples. Leaves and stems Figure 2. Changes in aboveground biomass (g dry weight/m2) of Thalia multiflora (mean ± SD). Cambios en la biomasa aérea (g peso seco /m2) de Thalia multiflora (media ± un desvío estándar). were separated and the data analyzed separately. The total nitrogen Kjeldhal (AOAC, 1984) was determined for three sub-samples each date, except for the second and last collections. The decomposition data were evaluated with a single exponential decay model (Olson, 1963). The data were ln transformed and ANCOVA was employed to compare the leaves and stems weights’ remaining in the bags, using the elapsed time as a co-variable. The annual dead material addition was then estimated from the relation between aboveground production and the amount of mass lost in a year (Thormann et al, 1999). Differences in the percentages of initial nitrogen during the sampling period were determined by ANOVA and followed by Tukey’s test. RESULTS The maximum aboveground biomass reached 1368 g dry weight/m2 (± 271 SD), 71 % of which corresponded to stems and 29 % to leaves; the minimum aboveground biomass was 53 g/m2 (± 46 SD) (Fig. 2). Maximum biomass was achieved in February, whereas the minimum value was observed in September. Stems of T. multiflora lost 74 % of their initial mass in 399 days, whereas leaves lost 81 % of their initial mass that corresponds to decay coef- 206 Gantes & Torremorell Figure 3. Mass remaining (g AFDW) of T. multiflora in the litterbags. Exponential equations of mass remaining are: y = 4.200 exp(-0.004 t), r 2 = 0.75 for leaves and y = 5.172 exp(–0.0036 t), r2 = 0.82 for stems. Peso (g peso seco libre de cenizas) de T. multiflora persistente en las bolsas de descomposición. Las ecuaciones exponenciales correspondientes son: y = 4.200 exp(-0.004 t), r2 = 0.75 para las hojas e y = 5.172 exp(–0.0036 t), r2 = 0.82 para los tallos. ficients of k = 0.0036 and 0.0040 for stems and leaves respectively, being the difference significant at p< 0.001 (ANCOVA, Fig. 3). Annually T. multiflora stands contribute a maximum of 1208 g ash free dry weight (AFDW)/m2 to the “embalsados”. In agreement with the decay coefficients calculated, in the same period, breakdown of the material was 73 %, and therefore a maximum of 326 g (AFDW)/m2 of dead material is accumulated annually on the “embalsado” surface. As a result, the estimated relation between litter production and decomposition was 1.37 (Table 1). Nitrogen concentration increased from 1.07 % (± 0.07 SD) in leaves as well as from 0.32 % Figure 4. Nitrogen concentration (% dry weight) in leaves and stems remaining in litterbags (mean ± SD). Concentración de nitrógeno (% del peso seco) en hojas y tallos persistentes en las bolsas (media ± un desvío estándar). (± 0.01 SD) to 1.76 % (± 0.25 SD) in stems and 1.25 % (± 0.05 SD) respectively at the end of the study period (Fig. 4). Percentage of initial nitrogen in litterbags exceeded 100 % (immobilization) in intermediate stages in stems (p<0.008) (Fig. 5); in leaves, the difference was significant only between the intermediate period and the last record (p<0.03) (Fig. 6). Therefore, at the end of approximately one year, the amount of nitrogen in the material remaining in the bags was not significantly different from the initial content. DISCUSSION Decomposition rates of leaves have been related to intrinsic factors such as leaf chemistry and to environmental conditions such as temperature Table 1. Aboveground production (mean ± SD), decomposition rate (standard error), dead persistent material (mean ± SD), non-persistent material (mean ± SD), and Production/non-persistent material ratio of Thalia multiflora over a year period in Iberá. Producción de biomasa aérea (media ± DE), tasa de descomposición (error típico), material muerto persistente (media ± DE), material no persistente (media ± DE), y relación entre producción y material no persistente al cabo de un año para Thalia multiflora en Iberá. Annual production (g AFDW m-2 yr -1) Stems Leaves Total 855 (± 195) 353 (± 51) 1208 (± 239) Exponential decay coefficient k (1/day) 0.0036 (± 0.0003) 0.0040 (± 0.0004) 0.0038 (±0.0002) Mass remaining (g AFDW m-2 yr -1) Mass lost (g AFDW m-2 yr -1) Production / Mass lost 249 (± 57) 77 (± 11) 326 (± 66) 605 (±139) 277 (±40) 882 (±173) 1.41 1.28 1.37 Production and decomposition in wetlands 207 Figure 5. Percentage of initial nitrogen in stems remaining in litterbags (mean ± SD). Data points with the same letter are not significantly different (Tukey, p<0.008). Porcentaje de nitrógeno inicial en los tallos persistentes en las bolsas (media ± un desvío estándar). Letras iguales no son significativamente diferentes (Tukey, p<0.008). Figure 6. Percentage of initial nitrogen in leaves remaining in litterbags (mean ± SD). Data points with the same letter are not significantly different (Tukey, p< 0.03). Porcentaje de nitrógeno inicial en las hojas persistentes en las bolsas (media ± un desvío estándar). Letras iguales no son significativamente diferentes (Tukey, p< 0.03). and availability of nutrients (Clymo, 1965; Brinson et al., 1981; Verhoeven, 1986). Moreover, the results are also likely to be affected by methodology (Boulton & Boon, 1991). Even though there are no records of T. multiflora decomposition rates, the results presented here are in good agreement with other decomposition studies performed with other emergent aquatic plants and under similar conditions: the decay coefficient (k) found in this study, overall k=0.0038 1/day, is similar to the decomposition rate found in floating soils for Scirpus cubensis in Sao Paulo, Brazil, (k=0.0035 1/day) (Nogueira & Esteves, 1993); and for Typha latifolia in other “embalsados” of the Paraná basin (k=0.0040 1/day) (Zozaya Bruquetas & Neiff, 1991). According to data on wetlands published by several authors, the decomposition rate presented here is not comparatively low: Typha latifolia (Brinson et al., 1981); Phragmites australis, Scirpus lacustris glaucus, Typha x glauca (van der Valk et al., 1991); Nectandra falcifolia (Leguizamón et al., 1992); Typha angustifolia, T. latifolia, T. glauca (Mitsch & Gosselink, 1993); Typha spp, Lythrum salicaria (Emery & Perry, 1996); Juncus effusus (Kuehn & Suberkropp, 1998); Typha latifolia (Thormann et al., 1999); Cyperus giganteus, Schoenoplectus californicus (Villar et al., 2001). In this study, primary production was estimated from maximum aerial biomass measurements. This estimation does not take into account the substances translocated between aerial and belowground parts. Furthermore, herbivory and mortality before the biomass peak could then underestimate this maximum. However, T. multiflora is not part of the capybara and marsh deer diets (Becassesi, pers. comm.); moreover, we did not observed signs of herbivory in T. multiflora during samplings. Nevertheless, mortality previous to maximum biomass could not be discarded, and therefore biomass production, and then the litter production could have been underestimated. The maximum litter accumulated in one year during our study was about 326 g AFDW/ m2. This value was calculated from dead material remaining in the bags. However, it does not take into account the loss of plant fragments passing through the 1 mm mesh size; therefore, the rate of organic matter accumulation was partially underestimated. There is no available data to compare with, on the production /decomposition ratio (P/D) from similar places. At higher latitudes, Thormann et al. (1999) working in a gradient of wetlands in Canada, found values for this ratio ranging from 7.1 to 1.6, the highest in 208 Gantes & Torremorell Sphagnum dominant peatlands, with 4.5 m thickness. The Iberá ratio is close to the lowest value for Canada, and corresponds to a primary production three times higher in Iberá. Hoog & Wein (1987) pointed out that floating-mats originated in vascular perennial plants, grow mainly from belowground organs. The results of our study indicate that there is annual organic matter accumulation on the “embalsados’” surface. Nevertheless, if the total floating mat weight is considered, the aboveground biomass contribution is small; the average dry weight of one m2 of floating mat, 30 cm in thickness was 28.362 g (Gantes et al., in press). Thus, the annual organic matter accumulated from the aerial biomass represents approximately 1.15 % of the total “embalsado” mass. The absence of nitrogen mineralization after nearly one year, indicates that nitrogen remains as organic matter, in agreement with low nutrient availability pointed out for peatlands (Aerts et al., 1999; Mitsch & Gosselink, 1993). ACKNOWLEDGEMENTS We thank Fernando Momo, and Aníbal Sánchez Caro for the constructive comments on earlier versions of the manuscript and their help with the English text. We thank also Roque Boccalandro and Mario Sánchez for field assistance, and Justo Sánchez for assistance with laboratory analysis. REFERENCES AERTS, R., J. VERHOEVEN, & D. WHIGHAM. 1999. Plant mediated controls on nutrient cycling in temperate fens and bogs. Ecology, 80: 21702181. AOAC. 1984. Official Methods of Analysis. AOAC, Arlington, Virginia, United States. 1141 pp. BONETTO, A. & S. HURTADO. 1998. Sistema del Iberá. In: Los humedales de la Argentina. Canevari, P., Blanco, D., Bucher, C., Castro, G. & Davidson, I. (eds.): 31-72. Wetlands International Publ. 46, Buenos Aires. 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Gomes Teixeira, 4099 002 Porto, Portugal. 2,*Centro Interdisciplinar de Investigação Marinha e Ambiental, Rua dos Bragas 177, 4050-123 Porto, Portugal. 3Faculdade de Farmácia do Porto, Rua Aníbal Cunha 164, 4050 Porto, Portugal. * Corresponding author: [email protected] ABSTRACT The objective of this study was to evaluate the effects and interactions of various factors on the simultaneous accumulation of cadmium and mercury contaminants. Two chemical forms of mercury (HgCl2 and CH3HgCl) were used in conjunction with inorganic cadmium (as CdCl2). The effects of direct and trophic modes of accumulation were investigated. Daphnids (Daphnia magna) were exposed for 5 days to cadmium (CdCl2) and mercury (HgCl2 or CH3HgCl) in different combinations and concentrations. Exposure was provided either directly via water, or indirectly by providing contaminated algae (Chlorella vulgaris) as a food source. As it is often the case for aquatic organisms, methylmercury was found to be the form of mercury most efficiently accumulated by D. magna. The way of exposure to mercury was also a determinant, with the results depending on the chemical form used. Therefore, even though the preferential way of inorganic mercury accumulation was through the water, the preferential way for D. magna contaminated with methylmercury was through contaminated algae. However, accumulation of Cadmium was not significantly affected by the exposure way. Both cadmium and mercury were able to inhibit each other accumulation. Even though HgCl2 was normally the mercury form that most efficiently inhibited cadmium accumulation, inhibition of CH3HgCl was more efficient in the presence of cadmium. Keywords: metal pollution, cadmium, mercury, toxicity, bioaccumulation, Daphnia magna. RESUMEN El objetivo de este estudio fue evaluar los efectos e interacciones de varios factores sobre la acumulación simultánea de cadmio y mercurio. Se utilizaron dos formas químicas de mercurio (HgCl2 y CH3HgCl) junto con cadmio inorgánico (como CdCl2), y se investigaron los efectos de la vía de contaminación (directa y trófica). Se expusieron ejemplares de daphnias (Daphnia magna) durante 5 días a diferentes concentraciones de cadmio (CdCl2) y mercurio (HgCl2 y CH3HgCl) en varias combinaciones. La contaminación se efectuó directamente a través del agua, o indirectamente a través de algas previamente contaminadas (Chlorella vulgaris). Como suele observarse en organismos acuáticos, el metilmercurio fue la forma de mercurio más eficientemente acumulada por D. magna. La vía de contaminación por mercurio fue también determinante con resultados dependientes de la forma química usada. Por lo tanto, aunque el modo preferente de acumulación de mercurio inorgánico fue a través del agua, en D. magna contaminada con metilmercurio el modo preferente fue a través de algas contaminadas. Sin embargo, la acumulación de cadmio no se vio significativamente afectada por la vía de contaminación. Tanto el cadmio como el mercurio fueron capaces de inhibir el proceso de acumulación del otro metal. Aunque el HgCl2 fue normalmente la forma de mercurio que más eficientemente inhibía la acumulación de cadmio, la inhibición de CH3HgCl fue más eficientemente en presencia de cadmio. Palabras clave: contaminación por metales, cadmio, mercurio, toxicidad, bioacumulación, Daphnia magna. 212 Teles et al. INTRODUCTION In the experimental model of contamination proposed in this work, Daphnia magna Straus represents a large group of zooplankton present in freshwater. This group, and especially small crustaceans such as D. magna, is of particular interest because it forms the main source of animal protein for carp (Michaels, 1988) - which is the object of study in other projects carried out by our institution. For ecotoxicologists, daphnids are particularly interesting because they occupy a key position in many freshwater food chains (Hartmann and Kunkel, 1991) and constitute part of the diet of most freshwater fishs (Muus and Dahlstrom, 1968). Most species of freshwater fish consume plankton, obligatorily or facultatively, for at least part of their life cycles (Vasconcelos, 1990). For these reasons daphnids constitute an important way of contamination that should be taken into account, especially when it is considered that they are essentially phytoplanktonophagous and that phytoplankton are noted for their capacity to accumulate certain metallic micro-pollutants (Ting et al., 1989; Ilangovan et al., 1992). Therefore, Daphnids are an essential link in the study of the transfer of heavy metals in an experimental food chain (Vray et al., 1993). In this test, daphnids were contaminated with cadmium and mercury, combined at different concentrations. The chemicals used were an inorganic compound of cadmium (CdCl2) and two compounds of mercury, one inorganic (HgCl2), and one organic (CH3HgCl). When dissolved, these compounds give rise to the chemical species of cadmium and mercury which are most common in freshwater: Cd2+, HgCl2, HgOHCl, Hg(OH)2, CH3HgOH, and CH3HgCl (Lum, 1987; Haines et al., 1995; Mason et al., 1995). Contamination of the daphnids was carried out directly, by adding the toxics to the surrounding water, or by feeding the daphnids with previously contaminated algae (Chlorella vulgaris). The object of this study was to simultaneously evaluate the effects and interactions of various contaminants on the concurrent accumulation of cadmium and mercury, the chemical forms of mercury (HgCl2 and CH3HgCl), and the mode of contamination (direct and trophic). The simultaneous study of all experimental parameters allowed an overall vision of the mechanisms of bioaccumulation of cadmium and mercury in D. magna and resulted in a better approximation of the complex functions of these mechanisms that occur in the natural environment. MATERIALS AND METHODS Material All the chemicals used were of analytical quality. The water used in all experiments was double-deionised (resistivity specified as <2µS. cm). The daphnids used in this study (D. magna) were obtained by parthenogenetic multiplication of second-generation parents, from a common progenitor. The CBSC strain of the microalgae (unicellular alga) Chlorella vulgaris (Beijerinck) was kindly donated by the Algal Library of the Department of Botany “Dr Júlio Henriques”, in the Faculty of Sciences and Technology at the University of Coimbra, Portugal. The synthetic freshwater (ASTM, 1980) used as the experimental medium was prepared aseptically from double deionised water with the addition of 192 mg L-1 NaHCO3, 120 mg L-1 CaSO4.2H2O and 8.0 mg L-1 KCl. This medium, according to APHA (1992), has the following physical-chemical characteristics: pH 7.6-8.0; hardness 160-180 mg CaCO3 L-1, and alkalinity 110-120 mg CaCO3 L-1. Experimental Design The basic Experimental Unit (EU) consisted of 200 daphnids, about 48 hours old, in an Erlenmeyer glass vessel covered with aluminium foil containing 2 litres of synthetic freshwater (ASTM, 1980). The water was renewed each day. The EUs so prepared were placed in a shaded environment, which was maintained at 20±1 ºC. After a 4-day acclimatization period, 213 Interaction between cadmium and mercury accumulation by D. magna during which the daphnids were fed daily with 7x105 cells mL-1 of C. vulgaris, the contamination of the EUs with metal pollutants was started as shown in Table 1. The experimental design consisted of four factors (way of exposure, chemical form of mercury, initial cadmium concentration and initial mercury concentration) in a were completely randomised design. Each of the factors consisted of two levels or conditions, giving a total of 16 experiments. In order to maintain the experimental conditions as constant as possible, all experimental media were replaced each day. Thus, the daphnids were exposed daily to different combinations of cadmium and mercury using one compound of cadmium (CdCl2) and two compounds of mercury (HgCl2 and CH3HgCl) as contaminants. The type of exposure was either direct (tegumentary) or by algal food (trophic). For direct contamination, daphnids were transferred each day to new EUs to which two litres of appropriately contaminated ASTM medium had been added. The contamination was performed by a single injection of concentrated Cd and Hg, to obtain the concentrations shown in Table 1. In order to minimize the amount of contamination of these daphnids by the trophic route, they were starved throughout the test. For trophic contamination, the daphnids were each transferred to new EUs containing contaminated algal suspensions. These suspensions were prepared the previous day by inoculating glass flasks (one for each contamination condition) containing 6 L of ASTM medium with 2.5 mg L-1 of algal concentrate. In these culture media, the algae were incubated in a controlled environment, at 20±1 ºC, at a light intensity of about 2000 LUX using two types of fluorescent lamps (Philips TLD 36W and Sylvania GRO-LUX F 36W) and aerated using filtered air bubbled through the cultures. After 2 hours of acclimatization under such conditions, the algal suspensions were contaminated with Cd and Hg using the same combination of cadmium and mercury as mentioned above for direct contamination (Table 1). The concentration of algae in the inoculum was cho- Table 1. Experimental design. Diseño experimental. Initial level of contamination Experiments 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 Way of exposure Chemical form of mercury Cadmium (µg.L-1) Mercury (µg.L-1) Trophic Trophic Trophic Trophic Trophic Trophic Trophic Trophic Direct Direct Direct Direct Direct Direct Direct Direct HgCl2 HgCl2 HgCl2 HgCl2 CH3HgCl CH3HgCl CH3HgCl CH3HgCl HgCl2 HgCl2 HgCl2 HgCl2 CH3HgCl CH3HgCl CH3HgCl CH3HgCl 0.25 0.25 1.00 1.00 0.25 0.25 1.00 1.00 0.25 0.25 1.00 1.00 0.25 0.25 1.00 1.00 0.25 1.00 0.25 1.00 0.25 1.00 0.25 1.00 0.25 1.00 0.25 1.00 0.25 1.00 0.25 1.00 214 Teles et al. sen in order to obtain, after 24-h growth, a final concentration of algae close to that considered ideal for the optimum development of daphnids (7x105 cells mL-1, in Lee et. al., 1986). The algal concentrate used in the experiments was prepared aseptically from an inoculum of 100 mL of a logarithmic growth phase culture, inglass culture vessels containing 5 L of culture medium Z8 (Kotai, 1972) incubated for 7 days and maintained the same conditions as the contaminated algal suspensions. After this incubation period the cultures were placed in the dark for 3 days at 4ºC to allow the cultures to settle, the culture medium was then decanted and the cells resuspended in synthetic freshwater (ASTM, 1980). Taking into consideration the detection limits imposed by the chemical analysis technique used (see below) the levels of metal contamination chosen (Table 1) were as low as possible. For the exposure period used, the concentrations of Cd and Hg are considered, separately, to be sub-lethal for D. magna (Delarche and Ribeyre, 1978; Ribeyre et. al., 1981; Kuhn et. al., 1989; Barber et. al., 1994; Gordillo et. al., 1998). Sampling times chosen were 1, 3 and 5 days. Two EUs (duplicates) were used for each experimental condition and each sampling time. To evaluate the background contamination, two additional EUs (“trophic blanks”) for each sampling time were prepared in which daphnids were fed with non-contaminated algae. In addition, ten mortality tests were run in which D. magna exposed to the same experimental conditions as the EUs but, lacking direct contamination, were starved in parallel with the test units (“direct blanks”). Analytical methods For each sampling time, daphnids from each EU were collected, weighed and stored at -18±2 ºC in 3 mL of 65 % HNO3 (analytical quality). To avoid the loss of mercury by evaporation, the dry weight of daphnids was calculated indirectly using the relationship: “dry weight”/”fresh weight”=10 %, as proposed by Dumont et al., (1975). On the day of analysis of mercury, the acid-stored samples were treated by acid digestion in a 95ºC oven for three hours and then diluted with 30 mL of double deionised water. From each diluted sample a 5 mL aliquot was taken and stored at 0ºC for subsequent determination of cadmium concentration. The cadmium and mercury concentrations present in the samples were estimated by atomic absorption spectrophotometry (Perkin Elmer 5100 PC). The mercury concentration was assessed, by the method of generation of hydrides, using a commercial FIAS system (Perkin Elmer FIAS 100) under optimized conditions (Oliva Teles et al., 1996), and the cadmium was atomized in a graphite oven (Perkin Elmer HGA 600). Each sample was analysed twice. The concentrations of cadmium and mercury in daphnids are expressed in terms of dry weight. Quantification of the effects and interactions of the various experimental factors was based on saturated orthogonal multiple linear regression analysis (Box et al., 1978; Tomassone et al., 1983). Mortality was treated statistically through the analysis of variance (ANOVA) and the Newman-Keuls test for homogeneity (Winer et al., 1991). For the multiple regression analysis, a significance level (α ) of 0.01 was used. For the ANOVA and Newman-Keuls Test, a significance level of 0.05 was used. All of the statistical analyses were carried out using STATISTICA for Windows Version 4.5 (Statsoft, 1993). RESULTS Mortality Test After the five days of the experiment, the mortality rate in the direct “blanks” was rather high (11 % - Table 2). This elevated death rate is probably related to the prolonged fasting to which the daphnia had been subjected and this gravely affected their physiological state. For this reason the test was terminated after 5 days. All the toxins used in this study (CdCl2, HgCl2, and CH3HgCl) were used at concentrations that are individually considered sub-lethal. Despite this, and from the third day of the expe- 215 Interaction between cadmium and mercury accumulation by D. magna Table 2. Tests of variance of Daphnia magna mortality rate during the 5 days of the experiment, in controls and EUs grouped by way of exposure. Test de la varianza en la tasa de mortalidad de Daphnia magna durante los 5 días del experimento en unidades control y experimentales agrupados por tipos de exposición. Variance source Sums of squares d.f. Mean squares F p-level Between groups Within groups 36991.220 7421.559 14 195 2642.230 38.059 69.425 0.0000 Test of homogeinity ( =0.05) - Newman-Keuls test Groups Grouping factors Way of exposure Day Mean mortality N 1 2 3 trophic direct controls (direct blanks) 1st 1st 1st 0.06 % 1.25 % 1.00 % 16 16 10 a a a 4 5 6 trophic direct controls 2nd 2nd 2nd 0.22 % 3.88 % 1.00 % 16 16 10 a a a 7 8 9 trophic direct controls (direct blanks) 3rd 3rd 3rd 0.66 % 6.34 % 1.00 % 16 16 10 a a a 10 11 12 trophic direct controls 4rd 4rd 4rd 0.72 % 11.72 % 1.67 % 16 16 10 a 13 14 15 trophic direct controls (direct blanks) 5rd 5rd 5rd 3.22 % 51.31 % 11.00 % 16 16 10 riments, the average rate of mortality in the daphnids contaminated by the direct method was higher than that in the controls (Table 2). This excess in mortality most probably has its origin in the simultaneous exposure to two toxic agents. Some studies on D. magna and other organisms have suggested that some components of a toxic mixture may contribute significantly to the toxicity of the mixture, even though they are below their toxic threshold (Hermens et al., 1985; Biesinger and Christensen, 1972). Accumulation of metals in D. magna During the three sampling times, the concentrations of Cd and Hg in the “trophic blanks” Homogeneous groups b b a a c b (daphnids fed with uncontaminated algae) were not detectable. Therefore, it may be concluded that the contribution to the study metals by components other than the spiked substances is not significant. Cadmium Despite the prolonged exposure time in relation to the short life span of D. magna, the accumulation of cadmium did not reach saturation in any of the tested conditions (Fig. 1). In a much shorter time (40 h), in a study by Penttinen et al., (1995) the accumulation of cadmium by D. magna reached saturation although the initial level of contamination was higher (20 µg L-1). There may be several reasons for 216 Teles et al. Figure 1. Projection of the mean concentration values of cadmium and mercury in Daphnia magna in relation to exposure time and experimental contamination conditions: exposure way (water, algae), chemical form of mercury (HgCl2, CH3HgCl), contamination level of mercury [Hg(0.25 µg L-1), Hg(1 µg L-1)] and cadmium contamination level [Cd(0.25 µg L-1), Cd(1 µg L-1)]. Valores medios de la concentración del cadmio y del mercurio en Dapnhia magna de acuerdo con el tiempo de exposición y de las condiciones de contaminación experimental: vía de exposición (vía trófica, vía directa), forma química del mercurio (HgCl2, CH3HgCl), nivel de la contaminación del mercurio [Hg(0.25 µg L-1), Hg(1 µg L-1)] y nivel de contaminación del cadmio [Cd(0.25 µg L-1), Cd(1 µg L-1)]. Interaction between cadmium and mercury accumulation by D. magna this difference, e.g. the physico-chemical characteristics of the water used and, most probably, the simultaneous contamination with mercury, which features in the current work. A total of 94.94 % of the variation in the concentration of cadmium in daphnids may be explained by the significant variables (p<0.01) in the multiple linear regression analysis (Table 3). The greater part of this variation (92.14 %) may be explained by the variables associated only with the time of exposure (T) and level of contamination of cadmium (Cd): variables T, T2, Cd, and Cd.T. As a result of these two factors 217 acting either together or independently, the accumulation of cadmium by daphnids increases with the level of contamination of this metal and with the time of exposure (Fig. 1). The chemical form of mercury (F), acting either independently or in conjunction with the time of exposure (variables F and F.T), represents 1.43 % of the variation of concentration of cadmium in these daphnids (Table 4). In general, as a result of this action and interaction, daphnids accumulate less cadmium when contaminated with HgCl2 than when contaminated with CH3HgCl (Fig. 1). Table 3. Multiple linear regression analysis of the cadmium concentration in Daphnia magna. Análisis de regresión linear múltiple de la concentración de cadmio en Daphnia magna. Dependent variable: concentration of Cd in D. magna (µg.g-1 dry weight) Independent variable 1 2 3 4 5 Mode Way of exposure Chemical form of mercury Contamination level of Cd Contamination level of Hg Time of exposure (W) (F) (Cd) (Hg) (T) Regression coefficient (b) b0 = -9.421 b16 = -6.881 b4 = -3.331 b20 = -2.472 b32 = -0.812 b2 = -0.646 b18 = -0.703 b8 = -0.569 b28 = -0.546 b9 = -0.437 b24 = -0.499 b30 = -0.497 b12 = -0.396 b10 = -0.350 b14 = -0.318 Trophic and Direct HgCl2 and CH3HgCl 0.25 µg L-1 and 1.0 µg L-1 0.25 µg L-1 and 1.0 µg L-1 1 day, 3 days and 5 days Sums of squares values cumulative % Variable T 3030.2 1065.0 391.4 126.6 40.0 31.6 31.1 19.1 18.3 15.9 15.8 15.0 11.8 9.7 60.5 81.8 89.6 92.1 92.9 93.6 94.2 94.6 94.9 95.3 95.6 95.9 96.1 96.3 Listed variables: F>F0.05=4.08 (d.f.:1,48) Remaining variables Residual 4821.4 74.3 110.9 96.3 01.5 02.2 Total 5006.6 100.0 Cd Cd T T2 F F T Cd W F F F Cd Cd Cd Hg Hg Hg Hg Hg Hg Hg Hg T T T (Values in bold type - F values higher than the critical value for =0.01 (F0.01=7.3)) F 1311.1 460.8 169.3 54.8 17.3 13.7 13.5 8.2 7.9 6.9 6.8 6.5 5.1 4.2 218 Teles et al. Table 4. Multiple linear regression analysis of the concentration of mercury in Daphnia magna. Análisis de regresión linear múltiple de la concentración de mercurio en Daphnia magna. Dependent variable: concentration of Cd in D. magna (µg.g-1 dry weight) Independent variable 1 2 3 4 5 Mode Way of exposure Chemical form of mercury Contamination level of Cd Contamination level of Hg Time of exposure Regression coefficient (b) b0 = 40.758 b2 = 24.622 b8 = 17.627 b16 = 20.332 b3 = -12.971 b11 = -10.953 b18 = 13.316 b17 = 12.483 b32 = 5.991 b10 = 7.832 b9 = -6.160 b34 = 2.996 b14 = -4.208 b24 = 4.976 b6 = -3.997 b1 = -3.988 b12 = -3.737 b4 = -2.955 b30 = -3.585 b28 = -3.563 b33 = 5.000 (W) (F) (Cd) (Hg) (T) Trophic and Direct HgCl2 and CH3HgCl 0.25 µg L-1 and 1.0 µg L-1 0.25 µg L-1 and 1.0 µg L-1 1 day, 3 days and 5 days Variable Sums of squares values acumulative % F 58198.4 29827.3 26457.2 16151.9 11516.4 11347.5 9972.9 6890.4 5888.9 3643.1 1722.9 1699.9 1584.8 1533.6 1526.7 1340.9 838.4 822.7 812.5 28.5 43.1 56.0 63.9 69.6 75.1 80.0 83.4 86.2 88.0 88.9 89.7 90.5 91.2 92.0 92.6 93.0 93.4 93.8 Listed variables: F>F0.05=4.08 (d.f.:1,48) Remaining variables Residual 192587.6 4160.0 7632.9 94.2 02.0 03.7 Total 204380.5 100.0 Hg T W W F F F Hg T T T2 W F Hg Hg W T2 F F Cd F Cd Hg Hg T W F Cd Cd Cd Cd Hg Hg Hg T T F 366.0 187.6 166.4 101.6 72.4 71.4 62.7 43.3 37.0 22.9 10.8 10.7 10.0 9.6 9.6 8.4 5.3 5.2 5.1 (Values in bold type - F values higher than the critical value for a =0.01 (F0.01=7.3)) Acting independently, the level of contamination of mercury (variable Hg) generally reduces the concentration of cadmium in D. magna, representing 0.62 % of the variation (Table 4, Fig.1). Increasing with time, the interaction of cadmium with mercury (variable Cd.Hg.T) also influences, albeit slightly, the accumulation of cadmium by D. magna, representing 0.38 % of the total variation (Table 4). As a consequence of this interaction, the inhibitory effect of mercury on the accumulation of cadmium was most evident at the highest levels of contamination of cadmium and, vice-versa, the effect of the level of contamination of cadmium was most obvious at the lowest level of contamination of mercury (Fig. 1). Interaction between cadmium and mercury accumulation by D. magna The type of exposure, interacting with the level of mercury contamination (variable W. Hg), was the one that least interfered with the variation in the concentration of cadmium in D. magna, representing only 0.37 % of its variation (Table 4). This interaction means that the inhibitory effect of mercury on the accumulation of cadmium was more apparent in the daphnids that were directly contaminated than in those contaminated by algae (Fig. 1). Mercury As was noted for cadmium, the five-day exposure to mercury was not sufficient to allow the accumulation of mercury to reach a saturation point in D. magna contaminated with CH3HgCl (Fig. 1). In the daphnids that were contaminated with HgCl2, the five-day period was also insufficient using the direct contamination route. However, it seems that the accumulation of mercury by the trophic method of contamination did reach a limit for both contamination levels after 3 days of exposure (Fig. 1). Taking into account all the significant variables (p<0.01) of the multiple linear regression analysis shown in Table 4 it is possible to explain 92.62 % of the total variation in the concentration of mercury in D. magna. Along with the time of exposure, or interacting with it, 90.38 % of the variation mentioned may be explained by the following factors: way of contamination (variable W), chemical form of mercury (variable F), level of mercury contamination (variable Hg); and all the possible combinations of these three factors. Cadmium alone does not interfere with the accumulation of mercury, although interactions between this factor and others (variables F, Hg and F. Hg) were significant, contributing with 2.24 % of the total variation. D. magna contaminated with CH3HgCl accumulated more mercury than those contaminated with HgCl2 (Fig. 1). This effect was so important that the chemical form of the contaminant (variable F) was the most significant factor in the accumulation of mercury (34.87 % of total variation in association with the time factor, Table 4). 219 When contaminated with the organic form of mercury, daphnids accumulated more metal by the trophic route than by the direct route, but when contaminated with inorganic mercury the opposite effect is noted and the accumulation from water is higher than that from contaminated food (Fig. 1). Thus, there is a strong interaction between the chemical form of mercury and the type of exposure (variable F.W) contributing 7.90 % of total variation (Table 4). The concentration of mercury in these daphnids was also increased by the level of contamination of this metal (variable Hg) (Table 4). This factor interacted with the variables F, W and F.W so as to increase the effect of these factors at the higher levels of contamination (Fig. 1). As it has already been noted, the interactions of factor Cd with factors F, Hg and F. Hg were significant. This suggests that the discussed effects of these factors on the accumulation of mercury generally diminish with the level of contamination of cadmium; and that the inhibitory effects of cadmium on the accumulation of mercury are mostly observed at the higher levels of CH3HgCl (Fig. 1). While discussing the concentration of accumulated mercury in D. magna it should be noted that the organisms contaminated by the direct route were starved during the experiment, while those contaminated by way of normal feeding were not. This produced a considerable distinction between the two groups in that the starved daphnids showed a profound loss of weight over the five-day experiment, which caused an unexpected effect of concentration of mercury. This effect was particularly evident on the fifth day of exposure at the lower level of mercury contamination and it was so important that it was capable of inverting the effect of the route of contamination in the daphnids contaminated with organic mercury (CH3HgCl) (Fig. 1). However, it is not possible to assess the importance of this concentration factor since it was not a part of the experimental design. The accumulation of cadmium by D. magna was not apparently affected by the marked loss of weight in the crustacea that were starved (Fig. 1). 220 Teles et al. DISCUSSION In the present work, the route of contamination interfered little in the accumulation of cadmium in daphnids, i.e., it was not the case of a clear preference for accumulation by the direct route reported in some literature (Cossa and Lassus, 1989). In a study using the freshwater prawn, Procambarus acutus acutus, Giesy et al., (1980) reported that both the food and the surrounding water were important factors in cadmium contamination. However, in other experimental food chains, using chironomid larvae (Chironomus riparius) as prey, and trichopterous (Mystacides spp.) and hydracarinae (Limnesia maculata) as predators, the alimentary route was dominant for cadmium accumulation (Timmermans et al., 1992). Similar results were obtained by Stephenson and Turner (1993), with 53 % of the radioactive cadmium assimilated by Hyalella azteca being incorporated from the food (periphyton). Jennings and Rainbow (1979a, b) also observed that the trophic route was the principal mode of contamination with cadmium in Artemia sp. and Cancer pagurus if the lower trophic levels had the ability to accumulate this metal. As it has been noted generally for aquatic organisms (Olson et al., 1973; de Freitas et al., 1981; Paulose, 1987; Canli and Furness, 1995), methylmercury was the most efficiently accumulated mercury compound. This characteristic is so important that among all the experimental factors studied the chemical form of mercury was the most important influence on the accumulation of this metal by D. magna. The contamination route was also significant in the accumulation of mercury by D. magna although the degree of this effect depends on the chemical compound used as the source of contamination. Thus, while the preferred way for the assimilation of HgCl2 was via water, for methylmercury the preferred route was generally via food. Boudou and Ribeyre (1981) obtained similar results in experiments involving contamination of D. magna with the same mercury compounds, but without the addition of cadmium as a co-contaminant. The distinctly different behaviour of these two forms of mercury may be the reason for the predominance of methylmercury that is normally observed in the tissue of fish at the top of the food chain (Bernhard et al., 1982). Mason et al. (1996) proposed that the incorporation of neutral and lipophylic chloro-complexes, especially HgCl2 and CH3HgCl, were the principal ways of incorporating mercury in inorganic and organic forms. These authors argued that the different solubilities in lipids did not explain the dominance of methylmercury in fish because the neutral complexes of inorganic mercury are as liposoluble as those of organic mercury. They further suggested that this preponderance of methylmercury in fish was a result of the higher efficiency of methylmercury transfer compared to the inorganic mercury. This phenomenon is confirmed by numerous studies involving a wide variety of aquatic organisms (for example: Boudou and Ribeyre, 1981, 1985; Riisgard and Famme, 1986; Saouter et al., 1989; Riisgard and Hansen, 1990; Watras and Bloom, 1992; Canli and Furness, 1995). Cadmium and mercury mutually inhibited the accumulation of the other in D. magna but although HgCl2 was the form of mercury that mostly reduced the assimilation of cadmium, it was the assimilation of methylmercury the one most affected by the cadmium. Blazka and Shah (1992) working with Sprague-Dawley rat hepatocytes showed that the accumulation of cadmium by these cells was competitively inhibited by mercury. These authors proposed that the accumulation of cadmium by hepatocytes occurred mainly through the transport processes associated with zinc, copper and iron, involving linkage to -SH groups and that mercury, when linked to these groups, would inhibit the absorption of cadmium. In the same study, and contrary to the findings presented here, the reciprocal finding was not observed. Apart from this study, there appears to be little information in the literature about the interaction between Cd and Hg accumulation. Ramamoorthy and Blumhagen observed in 1984 that the rainbow trout (Oncorhyncus mykiss) when subjected to a Interaction between cadmium and mercury accumulation by D. magna mixture of cadmium, mercury, and zinc absorbed twice as much mercury as they did when exposed only to mercury. This result is in apparent disagreement with the current results in D. magna but the organism used is a very different one and the presence of zinc might have also had a considerable effect. REFERENCES APHA. 1992. Standard Methods for the Examination of water and wastewater, 18 th ed. Washington, DC: American Public Health Association, Inc, 991 pp. ASTM. 1980. Standard practice for conducting acute toxicity testes with fishes, macroinvertebrates and amphibians. 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Seoane3, 4, 5, N. Tomazin3, R. Serafíni2, and A. F. de Iorio1 1 Cátedra de Química Analítica, Departamento de Recursos Naturales y Ambiente, Facultad de Agronomía, Universidad de Buenos Aires, Av. San Martín 4453, 1417 Buenos Aires, Argentina. [email protected] 2 Museo Argentino de Ciencias Naturales “Bernardino Rivadavia”, Av. Angel Gallardo 470, 1405 Buenos Aires, Argentina. [email protected]. 3 Instituto Nacional del Agua 4 Departamento de Hidraúlica, Facultad de Ingeniería, Universidad de Buenos Aires, Av. Las Heras 2214, 1127 Buenos Aires, Argentina 5 CONICET ABSTRACT The basin area of the Durazno Stream covers approx. 360 km2 of a plain with a gentle slope, mainly devoted to cattle farming and agriculture. This study examines the variability of chemical composition of surface water of the stream in relation to stream discharge, estimated from a hydrological deterministic model from rainfall data. Fifteen samplings were carried out, four in high flow condition and the rest in baseline flow. In each sampling, the main physico-chemical variables were determined. Since discharge data from this stream were not available, it was estimated in situ through an instantaneous unitary hydrograph model. Both estimations of stream discharge were similar. The main forms of dissolved inorganic nitrogen were ammonium and nitrate. The four significant components of PCA that explained 84.4 % of total variance were: mineral component, particulate matter content, ammonium and dissolved phosphorus levels, and nitrates’ level. The decreased concentrations of major ions and conductivity during high flow condition suggest solutes’ dilution by the massive inflow of water originated by rainfalls. The highest concentrations and loads of suspended solids (SS) (86 mg/l and 22638 kg/day) and particulate organic carbon (POC) (3.1 mg/l and 832 kg/day) were observed in the sample obtained during the rising limb of the hydrograph following a drought period, suggesting that basin erosive processes are more important during the first hours of the storm. Three of the samplings that were carried out in high flow conditions showed low mineral and nutrient content that revealed better water quality. In contrast, the sampling with the greatest total runoff (14.1 mm) showed high concentrations of ammonium (1205 µg/l) and dissolved phosphorus (561 µg/l), suggesting that a long stagnant period on soils with low permeability, could favor reduction processes of nitrate to ammonium and mobilization of dissolved phosphorus to overlying water. The nutrients’ loads increased in high flow conditions most likely due to runoff from the riverbank soils. The rise of nutrients, SS, POC and total organic carbon (TOC), loads in the same or in higher proportion than the stream discharge, alerts on the risk of contamination of surface water in an agricultural basin. Keywords: runoff, hydrological models, nutrients, stream discharge, lowland river RESUMEN La cuenca del Arroyo Durazno abarca aproximadamente 360 km2 de una llanura con suave pendiente, dedicada principalmente a ganadería y agricultura. Este estudio examina la variabilidad en la composición química del agua superficial del arroyo en relación con el caudal estimado a través de un modelo hidrológico determinístico a partir de los datos de lluvia. Se realizaron quince muestreos: cuatro en condiciones de alto caudal, los restantes en caudal base. En cada muestreo se determinaron las principales variables fisico-químicas. Dado que no existen datos publicados de caudal de este arroyo, se lo estimó in situ, y a partir del modelo de hidrograma unitario. Ambas estimaciones resultaron similares. Las principales formas de nitrógeno inorgánico disuelto fueron amonio y nitrato. Los primeros 4 factores extraídos del PCA que explicaron 84.4 % de la varianza total fueron: componente mineral, contenido de material particulado, niveles de amonio y fósforo disuelto y nivel de nitratos. El decrecimiento de iones mayoritarios y conductividad durante las condiciones de alto caudal sugiere su dilución por la entrada masiva de agua por lluvias. Las mayores concentraciones y cargas de sólidos suspendidos (SS) (86 mg/l y 22638 kg/día) y carbono orgánico particulado (COP) (3.1 mg/l y 832 kg/día) se hallaron en el muestreo realizado durante la 226 Arreghini et al. rama ascendente del hidrograma posterior a un período de sequía, sugiriendo que los procesos erosivos de la cuenca son más importantes en las primeras horas de la tormenta. Tres de los muestreos realizados en condiciones de alto caudal presentaron bajo contenido mineral y de nutrientes, indicando mejor calidad de agua. En cambio en el muestreo de mayor lámina de escorrentía acumulada (14.1 mm) las concentraciones de amonio (1205µg/l) y fósforo disuelto (561µg/l) fueron elevadas, sugiriendo que un prolongado periodo de estancamiento en un suelo de baja permeabilidad favorecería los procesos de reducción de nitratos a amonio y la movilización de fósforo disuelto al agua de inundación. Las cargas de nutrientes aumentaron en condiciones de alto caudal probablemente debido al aporte por escorrentía de suelos ribereños. El ascenso en las cargas de nutrientes, SS, COP y carbono orgánico total en igual o mayor magnitud que el caudal alerta sobre el riesgo de contaminación de las aguas superficiales en una cuenca agrícola. Palabras clave: escorrentía, modelos hidrológicos, nutrientes, caudal, río de llanura INTRODUCTION Stream water composition is influenced by the stream discharge, runoff, land use, edaphology, geomorphology, topography, and the activity of the organisms of its’ drainage basin. The river corridors in the alluvial plains have been dramatically transformed by man over the centuries, especially in temperate countries (Prat & Ward, 1994). First, the riparian vegetation and natural aquatic communities on the alluvial plain were converted into agricultural systems by deforestation and refilling of lowlands. Thereafter, under the pressure of increasing population densities, they were converted into industrial and residential areas. The main contamination pathway into surface waters is through soil-associated contaminants following erosion, but also, subsurface direct flow during storms, contributes to lateral input into small streams (Honisch, et al., 2002). Because of the advance of agricultural and urban boundaries, the natural ecosystem of the prairie in the Argentine Pampas has disappeared (Solbrig, 1999a), with the consequent loss of at least three types of native woods (Morello & Mateucci, 1999a). The riparian zones of several streams in the Buenos Aires province have been completely modified (Faggi et al., 1999). Although the Pampean region presents edaphic characteristics that allow for its’ dry farming (Solbrig, 1999b), important technological changes incorporated during the last three decades have accelerated the increase in agricultural productivity, mainly in the “Pampa Ondulada” (Viglizzo et al., 2002). Nevertheless, both present and future achievements in production volumes have still unknown ecological costs. Surface and groundwater contamination is undoubtedly one of the critical matters for rural sustainability of this region (Morello & Matteucci, 1999b). Unfortunately, the limnology of streams in this area has been scarcely studied; for example, there is no published information on the Durazno Stream. To describe the water quality dynamics we propose a methodology based in discharge estimation by an instantaneous unit hydrograph model (IUH) together with chemical and physical measurements in stream water under different hydrological conditions. Principal component analysis (PCA) has been widely used, as they are unbiased methods that can indicate associations between samples and/or variables (Vega et al., 1998). Using this methodology, in this study we aim at examining the temporal changes of water composition of the Durazno stream focusing on the levels of organic carbon, nitrate, ammonium, and phosphate in an agricultural basin in relation to stream discharge estimated through a hydrological deterministic model from rainfall data. MATERIALS AND METHODS Study area The Durazno Stream is one of the main tributaries of The Reconquista River (Fig. 1). The basin Discharges, nutrient concentrations and loads in a Pampa Ondulada stream 227 Figure 1. Durazno Stream Basin. S: sampling site. Cuenca del Arroyo Durazno. S: Sitio de muestreo. area is 360 km2 and the stream length is 32 km. The main topographic and geomorphologic characteristics of its basin are area ratio: 3.4, bifurcation ratio: 3.2, and length ratio: 1.7, which quantitatively agree with the Horton’s laws of basin drainage. These parameters were estimated for the basin using Strahler`s ordering procedure (Bras, 1990). The relief includes very flat plains and extended hillocks (approximately 20 m a.s.l.). The basin slope is 0.05 %. The soils of the basin are poorly drained, with low permeability, the prevailing types being: Argialbolls (37 %), Natraqualfs (34 %), Natraquolls (12 %), and Hapludolls (11 %). They present a C:N ratio of 810.9; pH varies from strongly acidic to slightly alkaline, and the concentration of exchangeable cations (mainly sodium and potassium) is high (INTA, 1997). Sixty percent of the land is devoted to cattle farming in natural pastures, and 20 % to agriculture (http://www.indec.mecon.ar). According to Köppen’s classification, the region is characterized by temperate humid climate with annual mean rainfalls of 1055 mm for the period 1961-1990. Maximum and minimum rainfalls occur in March (125 mm/month) and in June (56 mm/month) respectively. Maximum temperatures occur in January (24.3ºC) and minimum in July (11.1ºC) (Secretariat of the World Meteorological Organization, 1996). The excess moisture period is from March to November (INTA, 1997). The sampling site was located in the Durazno Stream, 27 km downstream from its source (Fig. 1). The studied drainage area comprises 257 km2. According to Strahler’s classification (Gordon et al., 1994), the study site is in a second-order stream. Hydrological estimations Because discharge data from the Durazno basin were not available, the stream discharge corresponding to each rainfall event was estimated from the instantaneous unitary hydrograph (IUH) model (Clark, 1945). Stream discharge is composed of direct runoff and baseline flow. Direct runoff is defined as the portion of the hydrograph that responds relatively quickly and is clearly related to a given storm event (Bras 1990). Baseline flow is the volume of water representing the groundwater contribution (Gordon et al., 1994). The applied method consists of the following steps: 1) the 228 Arreghini et al. estimation of the effective rainfall for each rain event by means of an infiltration method (Soil Conservation Service, 1972); and 2) the transformation of effective rainfall in a stream discharge by the IUH model (Clark, 1945). The use of this last model shows uncertainty on factors such as the estimation of intrinsic parameters of the model, the uneven distribution of rainfall, and the lack of flow measurements for its calibration. However, when only scarce data are available, the IUH model is the one used most often for the estimation of direct runoff in small basins. The software used was the HECMHS 2.0 (Hoggan, 1989). The maximum soil storage capacity S [mm] is: S= 25400 – 254 CN where CN is the curve number tabulated as a function of soil type and vegetation cover. For the studied basin, a CN=70 was adopted. This value falls within the confidence intervals suggested by McCuen (2002) for basins with similar characteristics. The direct runoff, or effective precipitation Pe [mm], was calculated as: Pe = (P – 0.2S) P + 0.8S where P [mm] is total rainfall. Rainfall records correspond to the nearest pluviometer (15 km away from the study site). The parameters required by the IUH model used to model rainfall-runoff transformations are the concentration time of the basin (tc) and the basin storage constant (K), which can be estimated from the topographic characteristics of the basin. Time of concentration is the time after commencement of the rainfall excess when all portions of the drainage basin are contributing simultaneously to the flow at the outlet (Maidment, 1992). The basin storage coefficient is an index of the temporary storage of excess precipitation in the watershed as it drains to the outlet point. The equations provided by Kirpich (1940) and Wilson & Brown (1992) were used to estimate tc and K respectively. On each sampling date the stream discharge (Q) was estimated in situ from the section of the streambed, considering depth profile and water velocity, by measuring the time taken by a floating object to cover a known distance downstream (Gordon et al., 1994). These results were compared with the discharge values estimated from the IUH model. The hydrographs were done with the mean baseline flow (0.06 m3/s) obtained from non-rainfall events discharge values. Sampling design Stream samplings were carried out on 15 dates from 1996 to 2000 considering different values of stream discharge. For the aim of this study, the selection of the Durazno Stream Basin was based on the following characteristics: the absence of major anthropic impacts such as dams and storage reservoirs, and for limited land use change during the period recorded. Four rainfall-stream discharge events (high flow conditions) were sampled, two in summer (March 1998 and March 1999) and two in winter (August 1996 and July 1999). The remaining samplings were carried out in baseline flow conditions. Analytical procedures Sample containers were 500 ml polyethylene bottles provided with hermetic-locking caps. Bottles and caps were cleaned by soaking them into 30 % HCl for three days, rinsed with deionized water, drained, and stored until required. Samples were collected by means of a pump from the middle of the stream. Prior to sample collection, the sampling device and the containers were rinsed twice with the water to be sampled. Dissolved oxygen (DO) (YSI 51B oxymeter), pH (ORION pHmeter 250A), electrical conductivity (EC) (LUFTMAN conductimeter), temperature, and water depth measurements were performed in situ. Triplicate samples were taken out and immediately filtered through Whatman GF/C filters into acidwashed polyethylene bottles. Samples were 229 Discharges, nutrient concentrations and loads in a Pampa Ondulada stream immediately placed at 4ºC and transported to the laboratory where analyses were accomplished within three days. Concentrations of different solutes were determined using the following analytical methods: soluble reactive phosphorus (SRP) with ascorbic molibdate, nitrates (N-NO3-) by reduction with hydrazine sulfate, nitrites (N-NO2-) by diazotation according to Strickland and Parsons (1968), ammonium (N-NH 4+) by the indophenol blue method, bicarbonates (HCO 3-) by volumetry according to Mackereth et al. (1989), calcium (Ca2+) and magnesium (Mg2+) by titration with EDTA, sodium (Na+) and potassium (K+) by flame photometry, sulfates (SO42-) by turbidimetry, and chlorides (Cl-) by titration with silver nitrate (APHA, 1992). The quantity of suspended solids (SS) was determined by gravimetry, whereas the digestion of these same solids with sulphochromic solution was used to determine particulate organic carbon (POC) (Golterman et al., 1978). Total organic carbon (TOC) was determined on unfiltered water by digestion with sulphochromic solution (Golterman et al., 1978). Dissolved organic carbon (DOC) was estimated through the difference between TOC and POC. The loads of the major ions, nutrients and suspended solids were estimated by multiplying the stream dis- charge estimated from IUH model by their concentration for each sampling date. Under baseline flow conditions, the loads were estimated using the mean baseline flow measured. Statistical analyses Pearson correlation analysis was used to examine relationships between measured variables (p<0.05). Exploratory data analysis was performed by linear display methods (principal component analysis) on experimental data normalized to zero mean and unit variance. The Kaiser criterion was used to identify the number of principal components to be retained in order to encompass the underlying data structure (Pla, 1986). This criterion retains only factors with eigenvalues greater than 1. The statistical analyses were performed with GenStat 7.1 (2003). RESULTS Hydrological analysis For the four rainfall-stream discharge events sampled, stream discharge values estimated from the IUH model were close to those estimated in situ (Table 1). The figures 2.a. and 2.d. show Table 1. Stream discharge estimation according to Gordon et al. (1994), daily rainfall, effective rainfall estimated according to Soil Conservation Service (1972), and stream discharge of Durazno estimated according to the IUH hydrograph model and total runoff for high flow condition. Caudal del arroyo Durazno estimado según Gordon et al. (1994), precipitación diaria, precipitación efectiva estimada de acuerdo a Soil Conservation Service (1972) y caudal del Arroyo Durazno estimado según el modelo del HUI y lámina de escorrentía, para condiciones de alto caudal. Sampling dates on high flow condition Aug-96 Mar-98 Mar-99 Jul-99 Stream discharge according to Gordon et al. (1994) Daily rainfall Effective rainfall Stream discharge according to IUH model Total runoff (m3/s) (mm) (mm) (m3/s) (mm) 2.67 3.82 3.59 5.34 46 75 55 59 4.4 9.1 7.8 9.5 3.06 3.70 4.50 4.76 0.2 14.1 2.7 8.9 230 Arreghini et al. Figure 2. Hydrographs of stream discharge corresponding to high flow conditions. • Sampling date. Hidrogramas de caudal para condiciones de alto caudal. • Fecha de muestreo. simple hydrographs that indicate the behaviour of the river basin during the occurrence of the rainfall events of a single pulse. The figures 2.b. and 2.c. represent the characteristic type of hydrographs for a storm composed of more than one pulse. This second kind of hydrographs observed with an antecedent moisture condition of the soil is different from the ones produced by only one pulse of rainfall. The former can present a greater peak in the hydrograph owing to the other rainfall pulses. The samples from August 1996 and March 1999 were taken in the rising limb of the hydrograph while the ones of March 1998 and July 1999 in the recession limb. Dynamics of the physico-chemical variables of the stream water Mean DO of surface stream water was 7.0 ± 2.1 mg/l (Table 2). Dissolved oxygen did not show significant correlations with temperature or nutrient concentrations (Table 3). On average, EC was 1508 ±817 µS/cm. Bicarbonates and sodium were the dominant major ions: 10 meq/l and 7.6 meq/l respectively. The pH values were slightly basic (around 8). The correlations between EC and the concentrations of the major ions with the stream discharge were inverse and significant (Table 3). The main forms of dissolved inorganic nitrogen were ammonium and nitrates, whereas nitrites exceeded 10 % only on three occasions. In three of the samplings under high flow conditions (August 1996, March 1999, and July 1999) nitrate concentrations were higher than ammonium concentrations whereas the opposite relationship was observed in March of 1998. This last case exhibited the highest total runoff (Table 1). A great variation in nitrate and ammonium concentrations was found under baseline Discharges, nutrient concentrations and loads in a Pampa Ondulada stream 231 Table 2. Physical and chemical variables of the Durazno Stream. Variables físicas y químicas del Arroyo Durazno. Apr-96 Jun-96 Aug-96 Oct-96 Dec-96 Feb-97 May-97Aug-97 Dec-97 Mar-98 Dec-98 Mar-99 Jun-99 Jul-99 Dec-00 DO (mg/l) 5.4 Temperature (°C) 20.0 EC (µS/cm) 1827 SS (mg/l) 36 pH 8.3 N-NH4+ (µg/l) 483 N-NO3- (µg/l) 117 N-NO2- (µg/l) 46 SRP (µg/l) 67 POC (mg/l) 2.0 TOC (mg/l) 10.4 DOC (mg/l) 8.3 Ca+2 (mg/l) 36 Mg+2 (mg/l) 28 Na+ (mg/l) 420 K+ (mg/l) 19 HCO3- (mg/l) 604 SO42- (mg/l) 108 Cl- (mg/l) 226 Hardness (mg CaCO3/l) 207 12.5 6.0 2357 57 8.4 43 701 65 183 2.7 21.6 18.9 45 33 349 17 729 52 250 252 7.2 8.5 352 86 8.1 198 361 57 305 3.1 51.8 48.6 9 6 73 10 179 32 26 48 4.8 18.0 1000 111 8.0 155 217 108 684 2.5 24.7 22.2 35 23 198 14 479 102 169 181 7.0 22.5 2170 8 8.3 92 853 77 73 0.5 3.8 3.3 36 31 279 18 601 46 234 219 8.1 16.5 2227 27 7.8 450 169 50 292 1.5 8.9 7.3 40 26 259 14 533 74 234 207 10.1 6.0 9.5 15.0 2600 1530 22 24 8.0 8.0 440 367 370 1038 74 55 558 428 0.4 1.1 19.5 29.4 19.1 28.3 42 37 31 21 234 236 13 14 500 451 82 120 237 170 233 181 flow conditions. On average, the SRP concentration was 301±218 µg/l. Only a small fraction of the organic matter was in the particulate form, on average POC represented 9 % of TOC. Four principal components (PC) of the Principal Component Analysis were retained, which have eigenvalues greater than unity and 4.8 24.1 1955 50 7.6 1219 205 87 625 0.7 37.9 37.2 33 22 247 18 484 80 199 174 6.8 19.0 355 30 7.4 1205 402 108 561 0.8 35.3 34.4 9 4 68 9 177 19 32 42 6.6 20.0 1902 13 8.4 700 134 32 143 1.3 9.4 8.1 19 29 476 17 745 155 317 169 7.0 22.8 229 30 7.9 42 137 30 159 0.9 20.2 19.3 3 5 22 9 118 15 12 28 4.5 13.1 1930 12 8.1 174 35 11 70 0.6 12.4 11.8 33 18 285 12 546 83 135 159 6.0 8.4 7.4 21.0 410 1770 31 6 8.2 8.1 20 72 132 205 27 23 290 83 1.8 0.1 6.9 5.3 5.1 5.2 6 39 2 24 51 260 12 14 172 665 18 183 24 193 26 200 Mean ±SD 7.0 16.2 ## 36 8.0 377 338 57 301 1.3 19.8 18.5 28 20 230 14 465 78 164 155 ± 2.1 ± 6.0 ± 817 ± 29 ± 0.3 ± 393 ± 297 ± 30 ± 218 ± 0.9 ± 14 ± 14 ± 15 ± 11 ± 133 ±3 ± 209 ± 50 ± 97 ± 78 explained 84,4 % of the total variance. For the purpose of interpretation, “high” loading was defined as greater than 0.7. Loadings of the four retained PCs are presented in Table 4. PC1 explains 43.1 % of the total variance and is highly participated by stream discharge. EC, sodium, bicarbonate, chloride, and hardness Table 3. Correlation matrix of the physico-chemical variables and the stream discharge (Q) used for Principal Components Analysis. Matriz de correlación de las variables fisico-químicas y el caudal (Q) utilizados para el Análisis de Componentes Principales. DO TEMP EC SS N-NH4+ N-NO3SRP POC DOC Na+ HCO3ClQ Hardness DO TEMP EC SS 1.000 -0.443 0.393 -0.089 -0.243 0.305 -0.211 0.153 -0.128 0.208 0.311 0.316 -0.151 0.398 1.000 -0.011 -0.249 0.383 -0.115 0.006 -0.566 -0.098 0.097 0.092 0.138 -0.202 0.020 1.000 -0.356 0.038 0.220 -0.145 -0.326 -0.397 0.822 0.868 0.899 -0.850 0.936 1.000 -0.053 -0.054 0.553 0.800 0.588 -0.278 -0.251 -0.233 0.073 -0.141 N-NH4+ N-NO3- 1.000 -0.090 0.555 -0.258 0.447 0.084 -0.055 0.098 -0.037 -0.067 1.000 0.028 0.044 0.152 0.135 0.169 0.205 -0.247 0.342 SRP POC DOC Na+ HCO3- 1.000 0.149 0.582 -0.271 -0.287 -0.101 0.021 -0.043 1.000 0.385 -0.146 -0.177 -0.190 0.197 -0.188 1.000 -0.398 -0.471 -0.408 0.176 -0.342 1.000 0.955 0.936 -0.820 0.803 1.000 0.937 -0.866 0.899 Cl- Q 1.000 -0.867 1.000 0.906 -0.924 Hardness 1.000 232 Arreghini et al. Table 4. Eigenvalues, variance explained, and contribution of the variables to the four significant principal components of the PCA for 15 Durazno water samples. (Q: stream discharge). Autovalores, varianza explicada y contribución de las variables a los cuatro componentes significativos del Análisis de Componentes Principales realizado con las 15 muestras del agua del Arroyo Durazno. (Q: caudal). Variable PC1 PC2 DO TEMP EC SS N-NH4+ N-NO3SRP POC DOC Na+ Hardness HCO3ClQ Eigenvalue % Variance explained % Cum. Variance -0.59 -0.377 -0.125 0.581 -0.944 -0.098 0.410 -0.770 0.045 0.071 -0.246 -0.345 0.296 -0.443 0.339 -0.782 0.523 -0.515 -0.916 -0.076 -0.932 -0.266 -0.961 -0.099 -0.950 -0.141 0.874 0.218 6.039 2.433 43.1 17.4 43.1 60.5 PC3 PC4 0.478 -0.422 -0.572 0.093 -0.059 -0.077 -0.168 0.379 -0.850 -0.195 0.055 -0.711 -0.700 -0.083 0.266 0.317 -0.481 -0.220 -0.087 0.193 -0.076 -0.029 -0.003 0.171 -0.152 0.090 0.270 -0.117 2.215 1.125 15.8 8.0 76.3 84.4 were positively correlated (Table 3) and have a high negative participation in PC1. PC2 explains 17.4 % of the variance and includes suspended solids and POC (high negative loading), which were correlated (Table 3). PC3 explains 15.8 % of the total variance and is highly negative contributed by ammonium and SRP. Finally, PC4 explains 8.0 % of the total variability of the original data and is highly negative contributed by nitrates. Figure 3.a. shows a plot of sample scores on the bi-dimensional plane defined by PC1 (mineral contents) and PC2 (particulate matter contents). High positive scores on factors 1 or 2 indicate low mineral contents and high stream discharge (PC1) or low suspended solids and POC contents (PC2). Figure 3.b. displays a plot of sample scores on the bi-dimensional plane defined by PC1 and PC3 (nutrient input). High positive scores on factors 1 or 3 indicate low mineral contents and high stream discharge (PC1) or low nutrient contents (PC3), thus indi- Figure 3. Location of the sampling dates in the plane determined by: (a) PC1 and PC2 and (b) PC1 and PC3 of Principal Components Analysis. Ubicación de las fechas de muestreos en el plano determinado por: (a) los componentes 1 y 2 y (b) componentes 1 y 3 del Análisis de Componentes Principales. cating good water quality (July 1999, March 1999, and August 1996). The sampling of August 1996 was done under high flow conditions but showed higher concentrations of SS and POC. The sampling of March 1998 was done also under high flow conditions (projected onto positive PC1) but ammonium and SRP levels were higher (projected onto negative PC3). The means of loads of all of the variables estimated under high flow conditions were higher than those estimated under baseline flow conditions (Table 5). The increase in the loads of SS, POC, and TOC were higher than corresponding increases in the stream discharge values. However, the increase of the load of the major ions was lower than that of the stream discharge, and the increase in loads of ammonium, nitrates, and SRP were similar to those of stream discharge. The sampling on March 1998 showed the highest loads of ammonium, nitrates, and SRP. Discharges, nutrient concentrations and loads in a Pampa Ondulada stream DISCUSSION Dissolved oxygen was never below 4 mg/l, which is the lowest limit accepted for the protection of aquatic life (USEPA, 1986). The nutrient concentrations in the Durazno Stream are highly variable. Since the sampling site is far from urbanized areas, the presence of high nitrogen levels in surface water could have originated from the runoff of cattle-raising land and surrounding agricultural fields (Jarvie et al., 1998). The dominant major ions in the Durazno Stream are sodium and bicarbonates, as already reported for other streams of the “Pampa Ondulada” (Mercado, 1999; Modenutti, 1987; López et al., 1998). The soils in the basin area are predominantly natric, showing an increase in the proportion of clays in deeper horizons. The effect of sodium on the dispersion of clay and on the formation of a B-horizon of illuvial clay has long been recognized (USDA, 1999). Due to this effect, a weaker infiltration and a stronger runoff of these ions are to be expected on these soils, in spite of low regional slope. Factors involved in the hydrochemistry variability of the Durazno Stream are: mineral component, particulate matter content, and nutrient level. The mineral component of the stream 233 water is strongly influenced by the stream discharge. The decreased concentrations of the major ions and the EC during high flow condition suggest that concentrations of solutes had been diluted by the massive inflow of water originated from rainfalls. In the hydrograph, the representation of samplings obtained under high flow conditions showed distinct positions, however, these samples exhibited a similar behavior on mineral components. The second factor composition can be explained taking into account that some of the suspended solids belong to the organic matter component. The sampling of August 1996 was done during a rising limb of the hydrograph following drought. It showed higher concentrations and higher loads of SS, DOC, and POC, suggesting that erosive processes that take place in the basin during the first storm hours. Bernal et al. (2002) found similar behavior for DOC concentration. During storm events, DOC increases rapidly due to sediment remobilization processes and carrier transport with soil particles (Honisch et al., 2002). The third factor is likely related to decomposition processes of organic matter leading to the release of ammonium and SRP. In March 1998 there was a long stagnant Table 5. Loads of chemical variables (kg/day) estimated for the Durazno Stream for baseline flow and high flow conditions. Cargas de variables químicas (kg/día) estimadas para el Arroyo Durazno en condiciones de caudal base y de alto caudal. Baseflow condition mean SS N-NH4+ N-NO3N-NO2SRP POC TOC DOC Ca+2 Mg2+ Na+ K+ HCO3SO42Cl- 171 1.92 2.04 0.30 1.63 5.90 90 84 186 134 1464 78 2972 506 1108 min 32 0.37 0.18 0.06 0.36 0.59 27 27 173 94 1028 63 2482 430 699 High flow condition max 573 1.92 2.04 0.56 3.54 13 128 115 205 134 1478 78 3448 950 1108 mean 14182 116 83 18 110 548 8912 8364 2279 1503 17590 3466 55152 6961 7858 min 9718 8 53 11 62 270 2820 2079 1121 1021 8416 2522 45852 5753 4601 max 22638 385 128 34 179 832 13688 12856 2949 1986 21798 4966 70813 8485 10214 234 Arreghini et al. period, characterized by a high total runoff and high concentrations and loads of ammonium and phosphate in the stream water. During this period, litter decomposition might have initially released nutrients, which were then transported to the stream by leaching. A similar observation was reported by Villar et al. (2001) for marshes. During extended storm events over soils with low permeability, the total runoff remains in the basin for a long time; thus, nitrate in the drain flow tends to reduce to ammonium (Withers & Lord, 2002). The increase in orthophosphate could be explained by changes in Eh-potential, which could produce a mobilization of phosphate from the soils. While oxygen saturation in water decreases, Fe+3 constituents will be reduced to Fe+2, thus loosing their phosphate-holding capacity (Honisch et al., 2002). According to the bi-dimensional plane defined by PC1 and PC3, higher negative scores might correspond to worse water quality samples, but these cases were not found in the present study. Although calcium, sodium, and potassium are considered the major cations in drainage waters (Thompson & Troeh, 1980), their loads increased in lower proportion than stream discharge. Instead, the loads of ammonium, nitrates, and SRP increased in around the same proportion. The input of nitrogen and phosphorus to stream water due to runoff from range manure and agricultural activities (Freifelder et al., 1998; Nash and Halliwell, 2000), was also estimated in this study for the Durazno Stream through the increase in nutrient loads. A decreased infiltration due to low permeability would favor nutrient runoff, thus increasing the vulnerability of the Durazno Stream to an increasing fertilization of the soils of its basin. The loads of suspended solids, POC and TOC increased in higher proportions than stream discharge, suggesting an input by runoff that is related to the risk of hydric erosion of the basin soils. Taking into account the current point of view on nutrient management in agricultural areas (Schröder et al., 2004), the lack of hydrological records in the present study area represents a serious inconvenient for the management of nutrients, pesticides and other contaminating agents. The values of stream discharge estimated in situ were similar to those estimated using the IUH model. Nevertheless, in future studies, the accuracy of estimations and statistical analyses could be improved by increasing the number of discharge measurements in situ. The individual components of the nitrogen and phosphorus cycles, and the estimation of the inputs of these elements into agro-ecosystems are only partially known in the area of the Pampas. Likewise, losses of nutrients in these ecosystems are practically unknown, not only in the Pampas but also worldwide (Cassman et al., 2002). Therefore, for an efficient management of nutrients, it is imperative to know these features. The losses of nitrogen and phosphorus, herein estimated as the loads transported by the stream after rainfall events, represent just a portion of the total losses by the system. In any case, such loads are an alert about the risk of contamination of surface waters. Taking into account the expansion of agriculture and technology in the Pampas area during the nineties (Viglizzo et al., 2002), the most efficient fertilization strategies should be promoted in order to diminish the nutrients’ load on the environment, thus minimizing the risk of contamination of both surface waters and water tables. ACKNOWLEDGMENTS We thank the Prefectura Naval Argentina for their logistic support during our sampling. The authors would like to thank Dr. E. Barrera Oro and two anonymous reviewers for their comments on an earlier version of the manuscript. REFERENCES APHA. 1992. Métodos normalizados para el análisis de aguas potables y residuales, 17th ed. Díaz de Santos S. A. Madrid.1804 pp. BERNAL, S., A. 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ISSN: 0213-8409 237 Eficiencia de dos macrófitas flotantes libres en la absorción de metales pesados C. Paris1, H. Hadad1,2,3, M. A. Maine1,2 & N. Suñe1 1Química analítica, Facultad de Ingeniería Química, Universidad Nacional del Litoral. Santiago del Estero 2829 (3000) Santa Fe, Argentina. 2Consejo Nacional de Investigaciones Científicas y Técnicas (CONICET), Argentina. [email protected] RESUMEN En una experiencia de invernadero, se evaluó la eficiencia de absorción de metales pesados de Salvinia herzogii de la Sota (Salviniaceae) y Pistia stratiotes L. (Araceae), cultivando conjuntamente ambas especies en soluciones de Cr, Cd, Pb y Cr + Cd + Pb (1 ppm de cada metal). Se midieron las concentraciones de metales en agua y sus contenidos en tejidos vegetales. Se estimaron las tasas de crecimiento y propagación relativas. Se realizaron análisis de la varianza para evaluar los efectos de los factores empleados. El proceso de absorción se produjo fundamentalmente durante las primeras 24 horas. S. herzogii presentó una mayor bioacumulación total (raíces + hojas) de los metales. Para ambas especies, el contenido de metales en raíces fue superior al de las hojas. En raíces el contenido fue Pb > Cd > Cr, en hojas fue Cd > Pb > Cr y en vegetales totales (raíces + hojas) fue Pb > Cd > Cr (metales aislados) y Cd > Pb > Cr (metales combinados). Los metales combinados disminuyeron el crecimiento de las dos especies, debido probablemente a un efecto de sinergismo, pero sin afectar el proceso de absorción. El Cr afectó la TPR de S. herzogii, mientras que el Cd y la combinación de metales afectaron la TPR de P. stratiotes. Palabras clave: Salvinia herzogii, Pistia stratiotes, metales pesados, eficiencia. ABSTRACT In a greenhouse experiment, the uptake capacity of heavy metals by Salvinia herzogii Sota (Salviniaceae) and Pistia stratiotes L. (Araceae) was evaluated. Both species were grown together in Cr, Cd, Pb and Cr + Cd +Pb (1 ppm of each metal) solutions. Metal concentrations in water and metal content in plant tissues were measured. Relative growth and spread rates were calculated. Analyses of variance were carried out to evaluate the effects of the factors. The absorption process occurred essentially during the first 24 hours. S. herzogii had a higher total bioaccumulation (roots + leaves) of the metals. In both species, the content of metals in plant tissues was greater in roots than in leaves. In roots the content was Pb > Cd > Cr, in leaves was Cd > Pb > Cr, and in total plants (roots + leaves) it was Pb > Cd > Cr (isolated metals) and Cd > Pb > Cr (combined metals). A decrease on the growth of the two species was observed with combined metals, probably because of a synergistic effect, but without affecting the absorption process. Cr affected the RSR of S. herzogii while Cd and the combined metals affected the RSR of P. stratiotes. Keywords: Salvinia herzogii, Pistia stratiotes, heavy metals, efficiency. INTRODUCCIÓN Durante los últimos años se ha observado un aumento significativo de la contaminación de sistemas fluviales como consecuencia del vertido de efluentes industriales, ocasionando graves problemas al ambiente. A diferencia de los contaminantes orgánicos, los metales como Cr, Cd y Pb no se degradan, sino que pueden formar quelatos y complejos orgánicos que tienden a concentrarse en los organismos vivos con un elevado efecto tóxico. Cr, Cd y Pb son contaminantes usualmente encontrados en efluentes industriales de la Provincia de Santa Fe, Argentina. Los procesos actualmente aplicados para la remoción de metales pesados de aguas contaminadas requie- 238 Paris et al. ren costos elevados que han llevado a la búsqueda de métodos alternativos. La utilización de macrófitas para la remoción de contaminantes de aguas tiene la ventaja de requerir menores recursos económicos y tecnológicos por lo cual podrían ser utilizadas inclusive en países en vías de desarrollo. Numerosos trabajos han estudiado el potencial y la capacidad que presentan diversas especies de macrófitas en la bioacumulación de metales (Makos & Hrncir, 1995; Vesk & Allaway, 1997; Lytle et al., 1998; Maine et al., 1999, 2001; Paris et al., 2000). Por ejemplo, Salvinia rotundifolia Willd. demostró una gran eficiencia en el tratamiento de Pb (Banerjee & Sarker, 1997), S. herzogii de la Sota (Salviniaceae) y Eichhornia crassipes (Mart.) Solms (Pontederiaceae) resultaron excelentes bioabsorbedores para Cd, Ni, Cu, Zn, Cr y Pb (Delgado et al., 1993; Schneider & Rubio, 1999) y Pistia stratiotes L. (Araceae) presentó una alta capacidad en el tratamiento de efluentes industriales con varios metales (Satyakala & Kaiser, 1997; Selvaphathy et al., 1997; Maine et al., 2001). En estos trabajos se estudió la capacidad de bioacumulación de una determinada especie en forma aislada. No obstante, en los ecosistemas naturales estas especies crecen asociadas, ocurriendo relaciones interespecíficas entre ellas. La información disponible acerca del comportamiento y las interrelaciones que se producen cuando dos macrófitas crecen juntas, está orientada al estudio de la competencia entre especies (Agami & Reddy, 1990; Keddy et al., 1994; Dickinson & Miller, 1998; Hadad & Maine, 2001) y no se encuentran trabajos que realicen este estudio en presencia de metales pesados. El ecosistema del valle de inundación del río Paraná Medio (Provincia de Santa Fe, Argentina) presenta una vegetación rica y abundante. En dicho ambiente, P. stratiotes y S. herzogii son, entre otras, las macrófitas flotantes libres de pequeño tamaño que presentan una mayor abundancia. El objetivo de este trabajo fue evaluar la eficiencia en la absorción de Cr, Cd y Pb de estas dos especies, herramienta clave para su posible empleo en sistemas de tratamiento de efluentes o como bioindicadores de contaminación. MATERIALES Y MÉTODOS Los vegetales se recolectaron de lagunas naturales del valle de inundación del Río Paraná Medio (Argentina), teniendo en cuenta su aspecto, similitud de tamaño y longitud de raíces. En laboratorio, las plantas se lavaron cuidadosamente. Cincuenta gramos de cada especie (peso húmedo) se colocaron en reactores plásticos con 7 litros de agua recolectada del mismo sitio donde se obtuvieron las plantas. Las composición química del agua utilizada fue: pH = 6.87 ± 0.02, conductividad = 164 ± 2 mS/cm, oxígeno disuelto = 2+ 2+ 9.1 ± 0.5 mg/l, Ca = 11.3 ± 0.6 mg/l, Mg = + + 3.9 ± 0.6 mg/l, Na = 14.8 ± 1.0 mg/l, K = 4.2 ± 20.4 mg/l, Cl- = 20.8 ± 1.2 mg/l, SO4 = 16.8 ± 1.8 mg/l, HCO3 = 51.7 ± 0.8 mg/l, P = 58 ± 6 ug/l, N-NH4+ = 348.8 ± 22.3 ug/l, N-NO2- = 2.2 ± 0.8 ug/l, N-NO3- = 389.4 ± 20.0 ug/l. Las concentraciones de Cr, Cd y Pb se encontraron por debajo de los límites de detección del método de medición (Cr < 0.001 mg/l, Cd < 0.002 mg/l, Pb < 0.01 mg/l). No se realizó ningún pretratamiento al agua utilizada. El cultivo se realizó en invernadero durante 17 días. Después de colocar las plantas en los reactores, transcurrió un período de tres días antes de agregar los contaminantes a fin de aclimatar los vegetales a las condiciones de cultivo en el invernadero. Luego se adicionó Cr(NO3)3. 9 H2O, Pb(NO3)2 y/o Cd(OH)2 a los reactores hasta obtener una concentración en agua de 1 mg/l de cada metal, de acuerdo al siguiente esquema: P. stratiotes + S. herzogii + Agua + Cr P. stratiotes + S. herzogii + Agua + Cd P. stratiotes + S. herzogii + Agua + Pb P. stratiotes + S. herzogii + Agua + Cr + Cd + Pb* P. stratiotes + S. herzogii + Agua Agua + Cr Agua + Cd Agua + Pb Agua + Cr + Cd + Pb* *(1 mg/l de cada metal) Los reactores se dispusieron por duplicado y se midieron tres réplicas de cada variable Eficiencia de dos macrófitas flotantes libres en la absorción de metales pesados analizada. Se controló el nivel de agua en los reactores a fin de reponer pérdidas por evapotranspiración, manteniendo el volumen constante. Durante la experiencia la temperatura media diaria varió entre 25 y 30 ºC y el fotoperíodo fue natural. El cultivo se realizó en el mes de mayo de 2001. En forma periódica se controló el pH, el cual varió entre 6.,3 y 7.1. Se realizaron muestreos del agua de los reactores a las 0, 0.5, 1, 2, 8 y 24 horas, y a los 2 y 17 días. Se determinó la concentración de Cr, Cd y Pb en las muestras de agua por espectrofotometría de absorción atómica. Se examinaron diariamente los recipientes para observar el estado de las plantas y determinar si se evidenciaban síntomas de fitotoxicidad. Al finalizar la experiencia a los 17 días, los vegetales fueron extraídos y lavados. Para obtener la biomasa seca, las plantas se separaron en parte aérea (hojas y estolones) y parte sumergida (raíces), y se llevaron a estufa a una temperatura de 75-80 ºC hasta peso constante. Sobre las muestras secas se realizó una digestión en caliente utilizando una mezcla de HCl: HNO3: HClO4 (5:3:2). Las concentraciones de metales en las partes aéreas y sumergidas se midieron por espectrofotometría de absorción atómica (Perkin Elmer 5000) con longitudes de onda de Cr: 357.9 nm, Cd: 228.2 nm y Pb: 282 nm y utilizando cámara de grafito. El contenido de metales de las partes aéreas y sumergidas de cada especie se obtuvo multiplicando la concentración de cada metal de cada parte por el peso seco correspondiente. Se calculó la tasa de crecimiento relativo según la ecuación de Hunt (1978): R = (ln W2- ln W1)/ (T 2 - T1), donde R = tasa de crecimiento relativo, W1 y W2 = pesos secos inicial y final, respectivamente, (T2 - T1) = tiempo de experimentación. Además, se determinó la tasa de propagación relativa (TPR) según la fórmula de Dickinson y Miller (1998): TPR = [(cobertura final - cobertura inicial) / cobertura inicial] / nº de días. Dicha tasa mide el grado de propagación espacial a partir de la medición de la cobertura dentro de cada reactor. La cobertura se calculó midiendo la 239 superficie que ocuparon los vegetales dentro de cada reactor en relación proporcional con la superficie total del reactor. Con el propósito de evaluar los efectos de los distintos factores utilizados se realizaron análisis de la varianza (ANOVA) de 1, 2 y 3 factores. Para el contenido de metales en plantas, se aplicó ANOVA de tres factores: tratamientos con metales (4 niveles: Cr, Cd, Pb y metales combinados), partes vegetales (2 niveles: raíces y hojas) y especies (2 niveles: S. herzogii y P. stratiotes). Para las variables R y TPR se utilizó ANOVA de 2 factores, los cuales fueron: tratamientos con metales y especies. Para la variable concentración de metales en agua se aplicó ANOVA de un factor: tratamiento con metales. Para la variable contenidos finales de metales por especie, los factores fueron tratamientos con metales y especies. Cuando existieron diferencias entre los niveles de cada factor se aplicó el Test de Rangos Múltiples de Duncan para diferenciar medias. Para corroborar la normalidad de los datos se aplicó previamente el Test de Bondad de Ajuste. La normalidad de los residuales se realizó gráficamente. Se utilizó el Test de Bartlett para corroborar la homocedasticidad de las varianzas (Walpole et al., 1999). Un nivel de p<0.05 se utilizó en todas las comparaciones. Los análisis estadísticos se realizaron con el software Statgraphics Plus 3.0. RESULTADOS Y DISCUSIÓN El proceso de remoción de Cr, Cd y Pb se llevó a cabo principalmente durante las primeras 24 horas (Fig. 1). La velocidad de absorción fue significativamente menor para el Cr en comparación con el Pb y Cd. Las concentraciones de Cr, Cd y Pb en agua decrecieron marcadamente durante las 2 primeras horas de contacto, alcanzándose porcentajes de remoción próximos al 60 %, tanto en el reactor con metales combinados como en los reactores con los metales aislados. A las 2 horas de contacto, las velocidades de remoción de los tres metales 240 Paris et al. Figura 1. Variación en función del tiempo de las concentraciones de metales en agua (mg/l). Aislados: 1a. Combinados: 1b. Variation as a function of time of metal concentrations in water (mg/l). Isolated: 1a. Combined: 1b. fueron significativamente menores en los reactores con los metales combinados (Fig. 1b), debido probablemente a un fenómeno de competencia por los sitios de absorción. En los reactores control se observó una pequeña disminución durante las dos primeras horas que se debería probablemente a la precipitación de los metales en forma de hidróxidos. Los porcentajes de remoción a las 24 horas fueron: Cr: 64 %, Cd: 84 % y Pb: 90 % para los metales aislados y Cr: 63 %, Cd: 77 % y Pb: 90 % para los metales combinados. La velocidad de remoción de metales por las macrófitas indicaría que el principal mecanismo es la absorción, tanto de hojas como de raíces. Schneider & Rubio (1999) demostraron a escala de laboratorio que la biomasa seca de varias especies de macrófitas resultaron excelentes bioasorbedores de metales pesados, proponiendo que el proceso de absorción respondía fundamentalmente a la isoterma de Lagmuir. En una experiencia de 5 días de duración utilizando Salvinia rotundifolia puesta en contacto con 1.8 ppm de Pb se registró una remoción final de Pb en agua de un 95 % (Banerjee & Sarker, 1997). En otra experiencia realizada para evaluar la eficiencia de P. stratiotes para absorber Cr a concentraciones de 0.5, 1 y 5 ppm se encontró una remoción de aproximadamente 90 % transcurridos 5 días para los tres tratamientos (Sen et al., 1987). En dichos trabajos se propone a estas especies como métodos biotecnológicos efectivos para el tratamiento de desechos industriales que contengan estos metales. A las 48 horas y al final de la experiencia (17 días), las concentraciones en agua de los tres metales estudiados, se encontraron en los límites de detección del método de absorción atómica. Debido a que la concentración de metales en vegetales y la biomasa de cada parte vegetal fueron diferentes entre las especies, y a fin de lograr una mejor comparación de la eficiencia en la bioacumulación de los metales, se comparó el contenido de los mismos en lugar de sus concentraciones. Al analizar dichos contenidos se encontró que se produjo una acumulación Eficiencia de dos macrófitas flotantes libres en la absorción de metales pesados Figura 2. Contenidos iniciales y finales de metales (mg) en raíces (2a) y hojas (2b) de Salvinia herzogii y Pistia stratiotes. La mitad derecha de la figura corresponde al cultivo de metales combinados. Initial and final metal contents (mg) in roots (2a) and leaves (2b) of Salvinia herzogii and Pistia stratiotes. The right half of the graph corresponds to the culture of combined metals. significativamente mayor en las raíces (Fig. 2), coincidiendo con lo hallado por otros autores (Sen et al., 1987; Sen & Bhattacharyya, 1994; Banerjee & Sarker, 1997; Satyakala & Kaiser, 1997). Se hallaron diferencias significativas entre los contenidos de los diferentes metales en las raíces de las especies estudiadas, siendo el Pb el metal que se acumuló en mayor cantidad. No existieron diferencias significativas en el contenido de metales de las raíces entre las especies vegetales. La presencia de más de un metal en el reactor, no influyó en el contenido de los metales en las raíces. En hojas, se determinó una diferencia estadísticamente significativa en el contenido de los distintos metales entre las especies evaluadas. S. herzogii presentó una mayor capacidad de bioacumulación de metales en hojas tanto en los reactores expuestos a los metales aislados como combinados (Fig. 2b). Para los contenidos en 241 Figura 3. Contenidos finales (17 días) de metales (mg) en vegetales totales (raíces + hojas) de Salvinia herzogii y Pistia stratiotes. La mitad derecha de la figura corresponde al cultivo de metales combinados. Final (17 days) metal contents (mg) in total plants (roots + leaves) of Salvinia herzogii and Pistia stratiotes. The right half of the graph corresponds to the culture of combined metals. hojas existieron diferencias significativas entre los diferentes metales, siendo el Cd el metal que se acumuló en mayor medida, lo que podría indicar que la velocidad de transporte desde las raíces hacia las hojas sería mayor que la de los otros metales. Similares resultados se obtuvieron con cuatro especies emergentes cultivadas en contacto con un efluente proveniente de una mina (Stoltz & Greger, 2002). Las dos especies presentaron la misma capacidad de bioacumulación de metales en hojas cuando éstos se encontraron en forma combinada y en forma aislada. Analizando el contenido de metal bioacumulado en toda la planta (raíces + hojas) (Fig. 3), se observó que S. herzogii presentó una capacidad de bioacumulación de metales significativamente mayor que P. stratiotes. El Cr se acumuló en una cantidad significativamente menor que el Cd y Pb, y la presencia de los otros metales en solución no influyó en la bioacumulación de los metales estudiados. No se observaron síntomas visibles de fitotoxicidad, mostrando las dos especies estudiadas una buena adaptación a las condiciones de expe- 242 Paris et al. Tabla 1. Tasas de crecimiento y propagación relativa (R y TPR) de las especies estudiadas en los reactores tratamientos y control biológico (Media ± D. S.). Diferentes letras representan diferencias significativas. En TPR las diferencias están representadas por separado para cada especie. Relative growth and spread rates (R and RSR) of the studied species in treatment and biological control reactors (Mean ± S. D.). Different letters represent significant differences. In RRS the differences are presented separately for each species. S. herzogii P. stratiotes Tratamientos Cr Cd Pb Cr + Cd + Pb Control R 0.034 ± 0.002 a 0.022 ± 0.002 a 0.033 ± 0.002 a 0.014 ± 0.003 b 0.019 ± 0.005 b 0.024 ± 0.003 a 0.018 ± 0.002 b 0.024 ± 0.005 a 0.034 ± 0.003 a 0.025 ± 0.003 a TPR Cr Cd Pb Cr + Cd + Pb Control 0.002 ± 0.0005 a 0.008 ± 0.0003 b 0.004 ± 0.0002 b 0.005 ± 0.0003 b 0.024 ± 0.001 c rimentación. Las tasas de crecimiento relativo fueron positivas para las dos especies (Tabla 1). Sin embargo, Banerjee & Sarker (1997) obtuvieron tasas de crecimiento relativo negativas para S. rotundifolia después de estar en contacto con Pb durante 6 días. No se encontraron diferencias significativas en el crecimiento entre S. herzogii y P. stratiotes para un mismo tratamiento, excepto para el Cd que afectó la tasa de crecimiento de P. stratiotes. Entre los distintos tratamientos se observaron diferencias significativas, siendo la tasa de crecimiento del reactor con metales combinados significativamente inferior al control biológico. Esto indicaría que el crecimiento de las plantas se vio afectado por la presencia de los tres metales combinados, lo cual produciría un efecto de sinergismo. Jana & Choudhuri (1984) y Sarkar & Jana (1987) hallaron que los efectos tóxicos debidos a un sinergismo fueron superiores a los efectos de los metales aislados para otras macrófitas. En relación con la TPR, se observó que P. stratiotes presentó mayores valores que S. herzogii (Tabla 1). Dado que las dos especies mostraron una tasa de crecimiento similar, los resultados de la TPR obtenidos para P. stratiotes no se deberían en realidad a una mayor propaga- 0.042 ± 0.005 a 0.026 ± 0.005 b 0.033 ± 0.007 b 0.012 ± 0.0030 b 0.044 ± 0.002 a ción producida por un gran desarrollo de las plantas sino que podrían atribuirse a la disposición que adoptan sus hojas. Los reactores control presentaron mayores valores de TPR que los tratamientos con metales. Para S. herzogii el Cr fue el metal que más afectó su tasa de propagación, mientras que para P. stratiotes fueron el Cd, Pb y la combinación de metales. CONCLUSIONES Las dos especies estudiadas han demostrado ser eficientes para la remoción de metales en sistemas acuáticos, tanto cuando éstos se dispusieron aislados como combinados. El proceso de absorción de metales se llevó a cabo principalmente durante las primeras 24 horas. En los casos analizados se encontró que al final de la experiencia la remoción de los contaminantes fue cercana al 100 %. En ambas especies la bioacumulación se produjo fundamentalmente en las raíces. En estos órganos el contenido de metales fue Pb > Cd > Cr, en hojas fue Cd > Pb > Cr y en vegetales totales (raíces +hojas) fue Pb > Cd > Cr (metales aislados) y Cd > Pb > Cr (metales combinados). Eficiencia de dos macrófitas flotantes libres en la absorción de metales pesados S. herzogii presentó una mayor capacidad de bioacumulación total (raíces + hojas) siendo mejor competidor por los metales en comparación con P. stratiotes. Las tasas de crecimiento relativo fueron positivas, lo cual demostró una buena adaptación por parte de los vegetales a las condiciones de experimentación. Efectos debidos a un sinergismo en el proceso de absorción de los metales en el reactor con metales combinados afectaron el crecimiento de las plantas, pero sin causar la muerte de los vegetales. 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ISSN: 0213-8409 245 Multiscale variation in the functional composition of stream macroinvertebrate communities in low-order mountain streams Luz Boyero Museo Nacional de Ciencias Naturales (CSIC), José Gutiérrez Abascal 2, 28006 Madrid, Spain Present address: School of Tropical Biology, James Cook University, Townsville, Qld 4811, Australia E-mail: [email protected] ABSTRACT Although it has been shown that the structure and taxonomic composition of macroinvertebrate communities vary depending on multiple spatial scales, multi-scale variation of community functional composition has not been examined; despite the fundamental role of this functional composition for many ecosystem processes. In this study, functional composition of macroinvertebrate communities, in terms of the relative abundances of the different functional feeding groups, was examined in two streams in Central Spain. Differences in functional composition were found at every scale, but mostly at the segment, riffle, and sample scales, as previously observed for other community characteristics. This study highlights the necessity of multiscale designs for the study of ecological patterns and processes in streams. Keywords: Functional feeding groups; spatial scales; macroinvertebrates. RESUMEN Aunque se ha demostrado que la estructura y la composición taxonómica de las comunidades de macroinvertebrados varían según la escala espacial, no existe ningún estudio a múltiples escalas sobre la composición funcional de las comunidades, a pesar del papel fundamental de esta composición funcional en muchos procesos del ecosistema. En este estudio se examina la composición funcional de las comunidades de macroinvertebrados, en términos de la abundancia relativa de los diferentes grupos funcionales, en dos ríos del centro de España. Se encontraron diferencias en la composición funcional a todas las escalas consideradas, pero la mayor variación ocurrió a las escalas de segmento, rápido y muestra, de forma similar a otras características de la comunidad estudiadas previamente. Este estudio enfatiza la necesidad de realizar diseños a múltiples escalas para comprender los patrones y procesos ecológicos que tienen lugar en los sistemas fluviales. Palabras clave: Grupos tróficos funcionales; escalas espaciales; macroinvertebrados. INTRODUCTION Macroinvertebrates play fundamental roles in stream ecosystems, being consumers at intermediate trophic levels and thus serving as channels by which bottom-up and top-down forces are transmitted (Wallace & Webster, 1996). Different food sources utilized by macroinvertebrates include: the epilithic layer that grows on the surfaces of substrates (consumed by scrapers); the coarse detritus, composed mainly by leaves falling down from riparian vegetation (consumed by shredders); the fine detritus, either deposited on the substrate (consumed by gatherers) or suspended in the water column (consumed by filterers); and finally, live animals (consumed by predators). The functional composition of macroinvertebrate communities, quantified as the proportions of these different functional feeding groups (FFGs), has important implications for ecosystem functioning (Minshall et al., 1983). Although the concept of FFG has been largely questioned given that most macroinvertebrates show a high plasticity in the use of food resources (Dangles, 2002), the classification of 246 L. Boyero macroinvertebrates in FFGs is still highly useful to describe communities functionally, especially to compare stream sites of different size, riparian vegetation, physicochemical characteristics, etc. This is evidenced in that the River Continuum Concept (RCC), which predicts changes in community functional composition with stream size (Vannote et al., 1980), still remains as the main paradigm in stream ecology. Ecological patterns and processes in streams have been shown to vary at multiple spatial scales, between and within streams (e.g. Boyero & Bailey, 2001; Boyero & Bosch, 2002, 2004; Boyero, 2003). However, there have been very few attempts of studying how the functional composition of macroinvertebrate communities changes with spatial scale. The aim of this study was to compare the functional composition of macroinvertebrate communities (in terms of relative abundances of the different FFGs) at multiple spatial scales, from the basin to the sample, in two streams in Central Spain. METHODS This study was conducted in Peñalara and Barranca streams, both mountain streams located in the Sierra de Guadarrama, Madrid, Central Spain. Riparian vegetation at Peñalara basin is typical of alpine meadows above 1850 m, with sparse Cytisus scoparius and Juniperus communis, and Pinus sylvestris below 1900 m. At Barranca basin, riparian vegetation consists of Pinus sylvestris above 1500 m. The bioclimatic region is the Mediterranean, with a mean annual temperature of 4-13ºC and annual precipitation of 600-1000 mm, but the altitude of these mountain streams makes them more similar to temperate streams. The geological nature of the area, predominantly composed of Paleozoic igneous and metamorphic bedrock, makes the water slightly acid, with pH about 6. The substrate of Peñalara and Barranca streams is dominated by cobbles (54-256 mm), followed by gravel (2-54 mm), sand (< 2 mm) and boulders (> 256 mm), which are often covered by moss. Macroinvertebrates were sampled from riffle habitats at an altitude of 1583-2034 m above sea level in the summer of 2000 (from middle June to late July). The 18 studied riffles had a length, mean channel width, water depth, current velocity and water temperature that varied between 4.3-19.1 m, 0.4-4.9 m, 4.3-12.0 cm, 6.3-33.3 cm s-1 and 11.0-17.7ºC, respectively. Samples were taken in a nested design, with five successive spatial scales: basin (scale of 103 m), segment (scale of 102 m), riffle (scale of 101 m), section (scale of 100 m) and sample (scale of 10-1 m). Three segments at each basin, three riffles at each segment, three sections at each riffle, and three samples at each section were randomly selected. This design allowed estimating the components of variance associated with each of the five successive spatial scales. Samples were taken with a modified Surber sampler of 15 x 15 cm (see Boyero, 2003, for more details on sampling methods) and preserved in 4 % formaldehyde. Macroinvertebrates were sorted, identified, and allocated to a FFG (scrapers, shredders, gatherers, filterers and predators; sensu Wallace & Webster, 1996), based on Tachet et al. (1987). Taxonomic resolution was species or genus when possible (Ephemeroptera, Plecoptera, Coleoptera, Heteroptera, Megaloptera, Hydracarina, and some Trichoptera and Diptera), otherwise family (some Trichoptera and Diptera) or lowest taxonomic level (Odonata, Tricladida, Hirudinea, Oligochaeta and Gastropoda). Although identification to species level is desirable, Gayraud et al. (2003) showed that functional descriptions of macroinvertebrate communities (including allocation into FFGs) at the genus and family levels were similar to those derived at the species level, reflecting a high taxonomic constraint in the evolution and the actual organization of biological traits in stream macroinvertebrates. Thus, identifications at the genus or family levels allow realistic functional description of lotic macroinvertebrate communities (Dolédec et al., 2000; Gayraud et al., 2003). The variables considered were the relative abundances of the different FFGs, that is, the percentage of individuals of each FFG in Functional composition of stream macroinvertebrate communities in mountain streams 247 the sample, which were arcsin (x) transformed to attain the assumptions of parametric analysis. After transformation, the variables were tested for normality using the Kolmogorov-Smirnov test, and for homocedasticity using the Bartlett test. A nested MANOVA was used to test for differences in the relative abundances of the five FFGs between streams, segments within streams, riffles within segments, and sections within riffles. The variance components (i.e. the percentage of variation accounted by each spatial scale) were considered, given that the high differences in number of replicates among scales could lead to an erroneous interpretation of results based only on probability values. The sample scale constitutes the error term of the analysis, so only the percentage of variance accounted by this scale (but not the probability value) can be calculated. Given that the MANOVA was significant, a protected ANOVA was performed for each variable (that is, for the relative abundance of each FFG), to analyze the patterns of variation of each FFG independently. The analyses were performed with the GLM module of Statistica 5.5, StatSoft Inc. RESULTS A total of 82 macroinvertebrate taxa were collected and identified, from the insect orders Ephemeroptera, Plecoptera, Trichoptera, Diptera, Coleoptera, Heteroptera, Odonata, and Megaloptera, and the non-insect groups Hydracarina, Tricladida, Hirudinea, Oligochaeta and Gastropoda (a list of all taxa can be found in Boyero, 2003). The most abundant FFG was the gatherers (average of 64 % of individuals in the samples), followed by shredders (14 %), predators (11 %), scrapers (9 %), and filterers (3 %). The nested MANOVA was highly significant for all the spatial scales: basin (Wilks’ =0.14, F5,50=59.89, p<0.0001), segment (Wilks’ =0.07, F20,167=10.07, p<0.0001), riffle (Wilks’ =0.03, F60,238=4.73, p<0.0001), and section (Wilks’ =0.03, F180,253=1.42, p=0.0049). When each FFG was analyzed separately by an inde- pendent ANOVA, different patterns of variation at multiple scales appeared (Table 1, Fig. 1), although there were also some patterns common to all FFGs: variation at riffle scale was always Table 1. Variability in the relative abundance of each macroinvertebrate FFG as shown by nested ANOVAs including the spatial scales of basin, segment (nested within the basin), riffle (nested within the segment), section (nested within the riffle), and sample (which constitutes the error term of the analysis). For each spatial scale, the degrees of freedom, mean square, F statistic, level of significance, and percentage of variance accounted by each spatial scale, are shown. Variabilidad en la abundancia relativa de cada grupo funcional de macroinvertebrados FFG según se muestra mediante ANOVAs anidados que incluyen las escalas espaciales de la cuenca, segmentos (agrupados por cuenca), tramos (agrupados por segmento), secciones (agrupadas por tramos), y muestras (que constituyen el término de error del análisis). Para cada escala espacial se muestran los grados de libertad, el cuadrado medio, el estadístico F, el nivel de significación, y el tanto por ciento de la varianza explicada. df MS F p % Var Scrapers Basin 1 Segment 4 Riffle 12 Section 36 Sample / error 108 1.34 0.13 0.08 0.01 0.01 10.68 1.56 7.53 0.83 0.0309 0.2466 <0.0001 0.7389 8 0 35 0 57 Shredders Basin 1 Segment 4 Riffle 12 Section 36 Sample / error 108 0.44 0.17 0.03 0.02 0.02 2.60 4.87 2.28 0.68 0.1821 0.0144 0.0278 0.9066 0 17 3 0 80 Collectors Basin 1 Segment 4 Riffle 12 Section 36 Sample / error 108 1.43 0.49 0.05 0.02 0.03 2.92 9.16 2.60 0.79 0.1624 0.0012 0.0133 0.7902 0 35 8 0 57 Filterers Basin 1 Segment 4 Riffle 12 Section 36 Sample / error 108 0.21 0.04 0.04 0.02 0.01 4.79 1.01 2.38 1.56 0.0938 0.4383 0.0219 0.0409 0 0 17 13 70 Predators Basin 1 Segment 4 Riffle 12 Section 36 Sample / error 108 0.05 0.17 0.04 0.02 0.02 0.30 4.41 2.56 0.97 0.6132 0.0201 0.0145 0.5255 0 21 11 0 68 248 L. Boyero Figure 1. Percentage of total abundance represented by each FFG, at basin, segment, and riffle scales. Basin 1 is the Peñalara stream; basin 2 is the Barranca stream. Tanto por ciento de la abundancia total representada por cada FFG, a escala de cuenca, segmento y tramo. La cuenca 1 es el arroyo Peñalara, la cuenca 2 es el arroyo Barranca. Functional composition of stream macroinvertebrate communities in mountain streams 249 significant, and variation at sample scale was always high (57-80 % of total variance). Variation was also high at basin scale for scrapers, at segment scale for shredders, gatherers and predators, and at section scale for filterers. DISCUSSION The variation of the different FFGs at different spatial scales can be explained by their mode of search for their food resources, together with the environmental variability at those scales. For example, variation of shredders, gatherers and predators at segment and riffle scales can be related to their active search for food resources (leaf patches, deposited fine detritus patches, and prey items, respectively). These animals are constantly moving, and the distances traveled depend on how sparse are their food sources distributed. When food sources are more heterogeneous, individuals can travel long distances until they find a suitable patch. Scrapers were the only group that varied at basin scale, being much more abundant at Peñalara than Barranca stream (14 % versus 4 % of the total number of individuals). This can be due to the fact that Peñalara stream receives much more solar energy, given that riparian vegetation is scarce, so periphyton is more abundant in this stream. Filterers varied at a small scale (section), and this could be related to the distribution of water velocity, which also varies at small scales in these streams (Boyero, 2003). Filterers feed on suspended fine particulate organic matter, which is transported by the current, and thus these organisms usually select areas of fast current, which provides more organic matter in a shorter period of time (e.g. Georgian & Thorp, 1992). The general characteristics of macroinvertebrate communities (abundance, taxon richness, evenness) and their taxonomic composition have also been demonstrated to change with spatial scale (Downes et al., 1993; Townsend et al., 1997; Boyero & Bailey, 2001; Li et al., 2001; Boyero, 2003). Those studies showed that multiscale studies are essential for the identification of scales at which ecological patterns can be detected in streams. Moreover, the dynamics of macroinvertebrate communities are also dependent on spatial scale, as shown for macroinvertebrate drift (Boyero & Bosch, 2002) or for the process of stone recolonization (Boyero & Bosch, 2004). The present study illustrates that studies at multiple spatial scales are also essential for relating patterns and processes, given that the functional composition of macroinvertebrate communities is directly related to stream processes. The relative abundances of the different FFGs are main characteristics of macroinvertebrate communities with important implications at ecosystem level (Ramírez & Pringle, 1998), and thus directly relate community structure with ecosystem functioning. The River Continuum Concept (RCC) predicts that community functional composition changes with stream size, with shredders and gatherers being dominant in low-size forested streams, scrapers and gatherers in medium-sized streams, and gatherers and filterers in larger streams (Vannote et al., 1980). However, this study shows that variation in functional composition also occurs at much smaller scales, at least within low-order streams similar to the streams studied here, where functional composition can vary at segment, riffle, and within-riffle scales. This implies the convenience of developing multiscale designs for the study of organic matter processing and, consequently, of many ecosystem processes, in streams. For example, Royer & Minshall (2003) showed that leaf processing in streams is scale-dependent and that factors controlling processing rates largely depend on the spatial scale of study. They presented a hierarchical framework relating constraints on leaf processing to specific spatial scales, which allowed the development of scale-specific predictions of how environmental changes could affect leaf processing. It would be desirable to develop similar multi-scale frameworks to study the different ecosystem processes, and the distribution patterns of the organisms involved in those processes, in order to understand the relationships 250 L. Boyero between community structure and ecosystem functioning in streams. ACKNOWLEDGEMENTS Richard G. Pearson, Jaime Bosch and two anonymous referees provided useful comments on an earlier version of the manuscript. The author was supported by a postdoctoral grant from the Secretaría de Estado de Educación y Universidades (MECD, Spain) co-financed by the European Social Fund. REFERENCES BOYERO, L. 2003. Multiscale patterns of spatial variation of stream macroinvertebrate communities. Ecol. Res., 18: 365-379 BOYERO, L. & R. C. BAILEY. 2001. Organization of macroinvertebrate communities at a hierarchy of spatial scales in a tropical stream. Hydrobiologia, 464: 219-225 BOYERO, L. & J. BOSCH. 2002. 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Animal ABSTRACT During the summer of 2001, trichoptera larvae were sampled with a kick-net in 15 sites belonging to 3 rivers of the Mondego River basin, in central-north Portugal. Simultaneously, 42 environmental variables were evaluated for each site. Twenty five species and genera of caddisflies were identified. The objective was to assess if trichoptera assemblages within a river tended to be more similar among each other than between rivers, giving the physical continuity of the habitat. Localities showed low segregation between all samples (MDS, CLUSTER and ANOSIM). The Alva River samples had the higher number of taxa and animals while the Ceira River samples had the lowest values. In terms of environmental characteristics, PCA showed high similarities between samples of the same river. However there was not total segregation of rivers. BIOENV analysis identified the set of parameters that best explain trichopteran associations per river. For the rivers, these variables were all related to habitat (e.g. pool quality, depth, substrate quality). The differences between the Alva and Ceira rivers seem to be related to the deterioration of the water quality in the Ceira river (increasing levels of sulphate, chloride and % of industrial, urban and degraded areas), which increased down the river. Keywords: Trichopteran assemblages, biotic similarities, environmental continuity. RESUMEN Durante el verano de 2001 se capturaron larvas de tricópteros en 15 puntos de muestreo pertenecientes a 3 ríos de la cuenca hidrográfica del Mondego, en el centro-norte de Portugal. Los muestreos fueron realizados con una red de mano (tipo “kicknet”) y, simultáneamente, se evaluaron 42 variables ambientales para cada localidad. En total fueron identificadas 25 especies de tricópteros. El objetivo del estudio era evaluar si, dada la continuidad físico-química del habitat, las asociaciones de tricópteros de las localidades situadas en un mismo río son más semejantes entre sí que las pertenecientes a localidades de ríos diferentes. Los locales se presentaran poco segregados de acuerdo con los análisis MDS, CLUSTER y ANOSIM. Las muestras del río Alva tuvieron un número más elevado de taxa y animales mientras que las muestras del río Ceira tuvieron los valores más bajos. Desde el punto de vista ambiental el PCA reveló que las muestras de un mismo río eran más semejantes entre si. Sin embargo, no hubo segregación completa de ríos. El análisis BIOENV identificó el grupo de parámetros que mejor explican las asociaciones de tricópteros por río. Para los ríos, esas variables estaban todas relacionadas con el hábitat (e.g., calidad de las zonas lénticas, calidad de substrato y profundidad). Las diferencias entre los ríos Alva y Ceira parecen ser debidas al empeoramiento de la calidad de las aguas del río Ceira (mayores niveles de sulfato, cloro y porcentaje de degradación industrial y urbana) que aumentan río abajo. Palabras clave: Comunidades de tricópteros, similitudes bióticas, continuidad ambiental. INTRODUCTION The ability to predict aquatic invertebrate communities from environmental information is useful for the management of aquatic ecosystems. Hence the existence of so many studies aimed at finding the best predictors for the communities of each system or key groups. Environmental conditions of rivers exhibit longitudinal changes. Vannote et al. (1980) underlined the importance of such gradients in the origin and use of energy sources and for the functional feeding groups of macroinvertebrates. 252 Feio et al. Some studies investigate the influence of specific parameters separately, on the distribution and abundance of macroinvertebrate assemblages. For instance, the watershed vegetation (Hawkins, 1988), or land use (Corkum, 1990), were shown to affect riverine invertebrates. Alternatively, other studies analyse large sets of variables to select the most important for predicting biological assemblages. Variables such as distance to source, altitude, substrate, current velocity, or slope have been selected as relevant and used in the development of many predictive models (Bailey et al., 1998; Reynoldson et al., 1997; Wright, 1995; Wells et al., 2002). Nevertheless, in all studies a certain amount of variability of the fauna is left unexplained, probably due to the difficulty of covering all of the natural complexity of the streams or due to natural variability. The hypothesis underlying the present work is the concept of a river as a discrete entity showing, in consequence, higher biotic similarities among stretches of the same river than among stretches of different rivers. To test this hypothesis we analysed trichoptera assemblages at multiple sites located in several rivers of the Mondego Basin. We verified whether the ordination of sites in terms of trichoptera composition matched the ordination of sites in terms of environmental conditions and identified the smaller combination of environmental variables that best distinguished the rivers in terms of caddisfly assemblages. Trichoptera were selected because of their high abundance and diversity in rivers and their distribution through a very wide range of freshwater habitats and in functional groups (Faessel, 1985; Morse, 1997). A high number of species (126) and families (20) had been previously reported in the Mondego River Basin by Terra (1994). METHODOLOGY Study area and sampling sites The Mondego is the largest entirely Portuguese river, located in the centre of Portugal between 39º 46´ and 40º 48´N and 7º 14´and 8º 52´W Figure 1. Location of the Mondego catchment in Portugal and sampling sites in the Alva, Ceira, and Mondego rivers, in July 2001. Localización de la cuenca del río Mondego en Portugal y puntos de muestreo en los ríos Alva, Ceira y Mondego en Julio de 2001. Trichoptera assemblages (Lima & Lima, 2002). The river flows approximately from NE to SW through 227 km, between Serra da Estrela and the Atlantic Ocean at Figueira da Foz (Marques et al., 2002). The highest altitude in the drainage basin is 2000 m in Serra da Estrela, and the average altitude is 375 m. The mean annual precipitation in the basin is 1130 mm and the mean annual temperature 13ºC, with smaller amplitudes near the coast than inland (Lima & Lima, 2002). The hydrological basin covers around 6670 km2 (Marques et al., 2002) with a high variability of soil occupation. The rivers selected for this study were the Mondego and 2 tributaries: the Ceira and the Alva (southern tributaries). These rivers have almost parallel courses through the middle and upper regions of the basin (Fig. 1) and are in very similar geological areas (schist and granites) with good vegetation cover. The areas covered by the studied stretches of the three rivers are mountain areas with an annual precipitation between 600 and 1000 mm, which corresponds to 75 days of rain per year. The 3 rivers were sampled in summer 2001 (July) in several sites (Fig. 1). The Ceira River was sampled in 5 sites (C1 to C5, with distances to source between 52 and 103 km, respectively), the Alva River was sampled in 6 sites (A1 to A6, with distances to source between 26 and 116 km, respectively) and the Mondego River in 4 sites (M1 to M4, distances to source between 33 and 99 km). Field and laboratory work Invertebrates, including trichoptera larvae, were collected by means of 3 minutes kick-net sampling per site using a hand net with 0.3 x 0.3 m opening and 0.5 mm mesh size. Samples were taken along a transect of each river covering all micro-habitats in the site (e.g. different grain size categories, presence of aquatic vegetation, riffles and pools), preserved in 4 % formalin, sorted, and preserved again in 70 % alcohol. Trichoptera were generally identified to species level. When larvae were too young to be correctly identified to species level and more 253 than one species of the same genera were present, individuals were identified to the genus level. A species was considered present in a site when more than one individual was found. The environment was characterized by the variables describing: geographic location, land use in the floodplain and catchment area, site morphology, atmospheric conditions, stream morphology and hydrology, riparian vegetation, water chemistry, characteristics of the aquatic habitat, and human impacts on the stream and floodplain. For each site, 42 environmental parameters were obtained through field measurements, laboratory analysis of collected material (e.g. water and periphyton) or in bibliographic sources such as cartographic material (Table 1). Data analysis All trichopteran counts were converted to individuals/minute (sample unit) and transformed through double square root for multivariate analysis. The following environmental variables were excluded from statistical analysis: % O2 (correlated with mg/l of O2, 0.757 Pearson correlation), chlorophyll in the periphyton (correlated with the periphyton biomass, 0.625 Pearson correlation), discharge (correlated with current velocity, 0.788 Pearson correlation), total dissolved solids (correlated with conductivity, 1.000 Pearson correlation), days of rainfall (the value was the same for all sites: 75 days/year); nitrite (all sites with <0.001 mg/l), and water and air temperature (they were instantaneous measures, very dependent of the measuring time, which was not the same in all sites). The data were analyzed by multivariate statistical methods with PRIMER software (version 5.2.6, PRIMER-E Ltd). To check for similarity in patterns among sites located in the same river (i.e. whether multiple river sites are replicates or different entities) the 15 sites were ordinated by a non-metric MDS (Multidimensional Scaling, 10 restarts) and classified with CLUSTER analysis, after a similarity matrix (BrayCurtis coefficient), using the river name as a 254 Feio et al. Table1. Environmental parameters obtained for each sampling site, description and sources. Parámetros ambientales obtenidos para cada punto de muestreo, descripción y fuentes. Environmental Variables Description and Source Military maps 1:250 000 (Strahler system) (Inst. Geográfico do Exército) Digital military maps (1: 25 000; DRAOT-Centro) GPS (GARMIN) and digital military maps (1:25 000; DRAOT-Centro) idem Field observations; Categories: 1 for V shapes; 2 for U shape, meander and plain floodplain) Mean Annual Temperature (ºC) Atlas Digital do Ambiente - DGA (data from 1931-1960). Mean Annual Total Precipitation (mm) Idem Mean Annual Precipitation (days/year) Idem Mean Stream Width (m) Field measurements (6 measurements each transept) Mean Stream Depth (m) Idem 6 field measurements (VALEPORT 15277) Current Velocity (ms-1) Stream width x Stream Depth X Current Velocity (n=6) Mean Discharge (m3s-1) Water Temperature (ºC) Field measurement (WTW OXI 92) pH Field measurement (JENWAY 3310) Field measurement (WTW LF 330) Conductivity (uS cm-1) Field measurement (WTW OXI 92) O2 (mg l-1) and O2 (%) Field measurement (WTW LF 330) Total Dissolved Solids (TDS, mg l-1 ) Ion Chromatograph Dionex DX-120 Chloride (mg l-1) Idem Nitrate (mg l-1) Idem Nitrite (mg l-1) Idem Sulphate (mg l-1) Idem P-Phosphate (mg l-1) Idem N-Ammonia (mg l-1) Titration to an end pH of 4.5 (A.P.H.A., 1995) Alkalinity (mg l -1) FPOM <1mm (AFDM, g) Collected in benthos samples, dried and burned to ashes (500ºC, 2h). AFDM= Dry mass – Ashes mass CPOM >1mm (AFDM, g) Idem Collection by stone scraping; washed with 300 ml of water and kept in Chlorophyll in Periphyton (mg m-2) WHATMAN GFC fibre-glass filters. Analysis according to A.P.H.A., 1995. Same collection procedure. Biomass =(dry mass filters + periphyton) – dry Biomass of Periphyton (g l-1) mass of filters Substrate Quality Field observation. Categories: 1: poor;2:marginal;3:sub-optimal; 4:optimal. Based in Barbour et al. 1999 Mean Substrate Size (mm) Field measurements of 18 average stones. Habitat Complexity Field observation. Categories: 1: poor;2:marginal;3:sub-óptimal; 4:optimal. Based in Barbour et al. 1999 Pool Quality Field observation. Categories: 1: poor;2:marginal;3:sub-óptimal;4:optimal. Based in Barbour et al. 1999 Lithology Atlas Digital do Ambiente - DGA (1982). Categories: 1= sedimentary; 2= sedimentary + metamorphic;3= plutonic rocks Riparian Vegetation (total width; m) Field measurement. Woody vegetation (%) Field observation. Woody vegetation in the riparian corridor. Shading at zenith (%) Field observation. Shading done by the riparian vegetation in the stream. Forest (%) Measured in the area of a circle of 1km radius marked around each sampling site. Data from Plano de Bacia Hidrográfica do Mondego (MAOT, 2002) Eucalyptus (%) Idem Industrial, urban and degraded areas (%) Idem Agriculture (%) Idem Stream Order Distance to Source (km) Decimal Latitude and Decimal Longitude Altitude (m) Valley Form Trichoptera assemblages 255 Figure 2. Number of taxa and number of individuals for all samples gathered from the 3 rivers of the Mondego catchment. Número de taxones y número de individuos encontrados en las muestras recogidas en los 3 ríos de la cuenca del Mondego. factor. The one-way ANOSIM test (Analysis of similarities, 999 permutations) was also used to evaluate the similarities between streams. This test uses permutation/randomisation methods on a similarity matrix. The Principal Components Analysis (PCA, normalised data) was performed in order to evaluate the similarities of sites between and within rivers and environmental conditions. To select the variables that best explain the patterns of the trichopteran communities of each river, the BIOENV procedure (BIOta ENVironment matching, Bray-Curtis similarity coefficient, Spearman rank correlation method, 10 restarts) was used. This procedure maximizes the rank correlation between the respective similarity matrices and all permutations of trial variables are tried. The process was repeated 3 times, one for each river, with their respective environmental and biological data. RESULTS A total of 25 species of trichoptera were identified in the Mondego River basin in the 15 samples/sites of the 3 rivers. The trichoptera species found in the studied rivers belonged to 10 families: Hydropsychidae, Calamoceratidae, Hydroptilidae, Lepidostomatidae, Leptoceridae, Philopotamidae, Polycentropodidae, Psychomyiidae, Rhyacophilidae, and Sericostomatidae. The number of taxa in the samples ranged from 1 to 10 and varied considerably within streams. Nevertheless, the mean number of taxa/sample of the same river was lowest in Ceira (4.8 ± 1.5) and highest in Alva (7.0 ± 2.4). The Mondego River had an intermediate value (6.0 ± 4.2). These mean values correspond to the observed graphic tendency (Fig. 2A). The abundance of individuals varied even greatly within rivers but the highest values were found again in the Alva River with a 256 Feio et al. Figure 3. Ordination by non-metric MDS (A) and classification by CLUSTER analysis (B) based on trichopteran assemblages in multiple sites of the 3 rivers of the Mondego catchment. Samples M1-M4 represent Mondego sites, A1- A6 Alva sites, and C1-C5 Ceira sites. Ordenación por MDS no métrico (A) y clasificación por análisis de CLUSTER (B) basados en agrupaciones de Tricópteros en varias localidades de 3 ríos de la cuenca hidrográfica del Río Mondego. Muestras M1-M4 representan Mondego, A1-A6 Alva and C1-C5 Ceira. total mean of captures of 152 ± 283 collected by sample unit (Fig. 2B). This value and variability was partially due to one exceptionally high value of 723 individuals/ sample unit (mainly Chimarra marginata, Hydropsyche incognita and Cheumatopsyche lepida) captured in one site of the low reach (Vimieiro, A5). The lowest mean value corresponded to Ceira (11 ± 13) and the intermediate one to Mondego (18 ± 15). Therefore, and analysing figures 2A and 2B, a direct relation between the number of captures and the number of taxa identified is observed. MDS (3D minimum stress: 0.09; 2D: 0.17; Fig. 4A) analysis cross-checked with the CLUSTER analysis (Fig. 3B) showed that sites were not clearly aggregated in any way. The ANO- Trichoptera assemblages 257 Figure 4. PCA with habitat data from several sites on each river, using the variables that better explain the distribution patterns of two tricopterans on the three rivers. The arrows next to the axis represent the variables that most contribute to the ordination of sites along that axis. PCA con datos de hábitat de varias localidades en cada río usando las variables que explicaran mejor los patrones de la distribución dos tricópteros de los 3 ríos. Las flechas junto a los ejes indican las variables que más contribuyen para la ordenación de los sitios a lo largo de ese eje. SIM global test (global r=-0.01; p=0,487) and pairwise tests (Ceira, Alva: r=0.008, p=0.394; Ceira, Mondego: r=-0.041; p=0.548; Alva, Mondego: r=0.004; p=0.405) also indicates that sites of different rivers are not segregated. The PCA shows higher similarity of environmental characteristics between sites of the same river than the biological data (Fig. 4). Table 2 shows the coefficients of the linear combinations of variables making up the PC’s. Sites in the Ceira River are distributed in the graph according to their distance to the source, from the more distant (C5) to the less distant, on the left (C1). The distances to the source seem to correspond to gradients in conductivity, chloride, sulphate, periphyton, % of industrial, urban, and degraded areas, with the highest values in the site most distant to the source (C5). For the Alva River these gradients are not so evident, but the sites, although not very different from each other, could be divided into two groups: A1, A2, and A3, the sites more distant to the source and A4, A5, and A6, the sites more distant to source. The first group is therefore, and not surprisingly, characterised by higher altitudes and greater substrate elements. These characteristics are shared with sites M3 and M4 of the Mondego River and site C1 of the Ceira River. For the Mondego River there is a clear group of 2 sites (sites M3 and M4) distant to source and with intermediate characteristics from the two Alva sub-groups and sites, M1 and M2 with higher latitude, altitude, and mean substrate size. Yet, site M1 is different from M2 mainly due to a greater stream width and current velocity. The BIOENV analysis for matrices shows the sets of variables with highest influence in the trichoptera distribution of the 3 rivers (Table 3). For the Mondego River (4 sites) the variables substrate quality, pool quality, chloride concentration in the water, and % of industrial, urban and degraded areas were correlated with the caddisfly assemblage patterns. For the Ceira River, the variables pool quality, depth, and pH explain 85 % of the distribution of the trichoptera species in the 5 sites. In the Alva River 258 Feio et al. Table 2. Coefficients in linear combinations of variables constituting axes 1 and 2 of the PCA. Coeficientes en combinaciones lineares de variables que constituyen los ejes 1 y 2 del PCA. Variables stream order distance to source (km) decimal lat decimal long substrate quality mean substrate size habitat complexity pool quality altitude(m) width(m) depth(m) current velocity (m/s) pH conductivity (uS/cm) O2(mg/l) chloride (mg/l) nitrate (mg/l) sulphate (mg/l) ammonium (mg/l) alkalinity (mg/l) afdm <1mm(g) afdm>1mm(g) periphyton (g dry mass /l) shading (%) riparian veg.(m) woody veg. (%) % Florest % Eucaliptus % industrial. urban and degraded areas % agriculture rain fall (total; mm) lithology PC1 PC2 0.227 0.217 -0.223 0.288 -0.190 -0.215 -0.156 -0.047 -0.288 0.045 -0.029 0.083 0.161 0.266 0.022 0.264 0.255 0.284 -0.064 0.190 0.056 -0.049 0.240 -0.024 0.031 0.056 -0.117 0.110 0.238 0.231 0.147 0.223 -0.095 0.138 -0.166 0.122 0.056 0.015 0.231 -0.327 0.319 -0.067 0.036 -0.143 0.006 -0.080 -0.071 0.077 0.060 -0.075 -0.225 -0.114 -0.265 -0.077 0.124 -0.298 0.084 0.052 -0.026 0.074 -0.179 0.211 -0.359 0.202 (6 sites), pool quality, current velocity, chloride and sulphate concentrations, and fine particulate organic matter (<1 mm) explained 77 % of the caddisflies’ distribution patterns. DISCUSSION The three studied rivers are different in the total number of trichoptera taxa and individual abundances. Differences in invertebrates’ species richness between streams must be deter- Table 3. Results of BIOENV analysis, indicating which of the measured environmental parameters best explain the caddisflies community patterns in each river and the respective correlation. Resultados del análisis BIOENV indicando cuáles de los parámetros ambientales medidos explican mejor los patrones de las comunidades de tricópteros en cada río y las respectivas correlaciones. STREAM VARIABLES CORRELATION CEIRA pool quality depth pH pool quality chloride sulphate FPOM substrate quality pool quality chloride % industrial, urban and degrade areas 0.853 ALVA MONDEGO 0.770 1.000 mined primarily by variability in resources and environmental characteristics, although the connection is not always obvious (Jacobsen, 1999). In this study, the Alva River showed higher species richness than the other rivers (Ceira and Mondego), despite the high variability between samples. Looking into the PCA results (Fig. 4), the main environmental differences between Alva and Ceira (which had the lowest mean species richness) are connected to pollution and other anthropogenic disturbances (sulphate, chloride, industrial percentage, urban and degraded areas), with higher values in the Ceira River. In this way, the studied streams, although similar in a wider, geographical scale, are chemically different and show different degrees of disturbance. The influence of chloride concentration and other chemical parameters such as phosphate, nitrate, and alkalinity are known to directly and indirectly limit species richness (Wright et al., 1994, 1998, Richards et al., 1993, Jacobsen, 1999). Therefore, this seems to be a plausible justification for the differences in species richness between the Alva and Ceira rivers, and maybe even to the differences in individual abundances, since physical factors like pool quality, Trichoptera assemblages substrate quality, habitat complexity, or current velocity did not discriminate streams. However, the hypothesis that sites of the same river have a more similar taxonomical composition when compared with sites of different rivers is inconsistent with our results. Other authors have reported higher similarities within rivers than among rivers (Graça et al., 1989), but the rivers in those studies greatly differed in water chemistry and physical composition. Indeed, relevant information can only be provided by studies on compatible rivers. Wright et al. (1984) sampled 268 sites in the U.K., distributed among more than 50 rivers. In most of those rivers, the sites within a river were classified into different groups based on their macroinvertebrate assemblages, showing great variability among sites. This idea was also confirmed by comparing rivers sampled for that study in nearby areas and of similar dimensions, like the Blithe and Dove rivers in the center of England and the Yare and Wensum rivers in the east coast. Furthermore, in proximate areas the rivers also differed taxonomically, showing a spatial heterogeneity. Similarly, Zamora-Muñoz and Alba-Tercedor (1996) reported that sites of two tributaries of the Genil River, in Spain, were included in different groups, after a classification based on their invertebrates. For our streams, the environmental gradients verified for sites of the same river (from source to mouth), especially in the case of the Ceira River (Fig. 4), did not have a correspondence in the trichopteran assemblages (Fig. 3). A study on trichoptera in Danish streams showed that taxa richness increases from upland to lowland (Wieber-Larsen et al., 2000), which is in agreement with the River Continuum Concept predicting maximum species richness in 4th-6th order streams with high environmental variability (Vannote et al., 1980, Minshall et al., 1985). Therefore, in our study, and since samples do not seem to be aggregated by stream, we hypothesise that samples from the upper reaches would be more similar and have higher species richness than samples from the lower reaches. Yet according to figu- 259 res 2 and 3, neither of the two situations is verified: samples of the same reach are not clearly similar in caddisflies assemblages and also samples from the same reach do not show similar species richness (e.g., M4, C2 and A1 in Fig. 3B). Our data agrees with other studies (Wieber-Larsen et al., 2000, Schmera & Erõs, 2004) that refer the importance of the spatial variability, in diversity of pools and rifles, for the caddisflies. The BIOENV results show that spatial diversity of the habitat, in pool and substrate quality was correlated with the trichoptera community patterns. Yet, for the stretches of the rivers studied these factors seem to be more site dependent than related to the distance from the source. In conclusion, our analysis shows that rather than being related to geographical variables, such as latitude, altitude, stream order, rainfall or the stream itself, the caddisflies’ assemblages in the rivers studied, depended on habitat characteristics, such as pool quality, substrate type diversity, current velocity, and quantity of organic matter. The result should not be surprising, since these characteristics, which are very site specific, vary considerably and unpredictably in the studied rivers. These characteristics are also largely affected by human activities such as damming and riparian vegetation cutting. ACKNOWLEDGMENTS We are grateful to Dr. Marcos González and Dr. Fernando Cobo from the Dept. of Animal Biology of the University of Santiago de Compostela; to Dr. K.R. Clarke from the Plymouth Marine Laboratory; to Veronica Ferreira, Cláudia Mieiro, and Elsa Rodrigues from the Dept. of Zoology of the University of Coimbra; to Draot-Centro; and to Dr. Leonor Varela for reviewing the English of this paper. We also thank the Fundação para a Ciência e Tecnologia, Ministério da Ciência e do Ensino Superior and Fundo Social Europeu (Praxis XXI/BD/21702/99 and project POCTI/BSE/32389/2000), and to IMAR for the financial support. 260 Feio et al. REFERENCES A.P.H.A. 1995. Standard methods for the examination of water and wastewater, 19th ed. American Public Health Association, Washington, D.C. BAILEY, R.C., M. G. KENNEDY, M. Z. DERVISH & R. M. TAYLOR. 1998. 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Santiago del Estero 2829 (3000) Santa Fe, Argentina. T. E.: 54 - 0342 - 4571164 Int. 2515. [email protected] RESUMEN Se compararon las variaciones morfológicas que presentó Eichhornia crassipes (Mart. Solms) a la entrada y salida de un humedal construido para tratar un efluente cloacal. Se determinó la concentración de fósforo en el agua y en las plantas. Se midió la altura de las plantas, la longitud de las raíces y la biomasa. Para estudiar la morfología interna de la raíz se calculó el área transversal de la raíz (ATR), de la médula (ATM) y de los vasos metaxilemáticos tardíos (ATV) y el área total del metaxilema (ATVt) por sección. Las diferentes concentraciones de fósforo presentes en el efluente cloacal, a la entrada y salida del humedal, produjeron variaciones en la morfología externa e interna de E. crassipes. La concentración de fósforo en los tejidos mostró una relación directa con la concentración de fósforo en el agua. En las plantas de la entrada se observó una mayor altura, menor longitud y biomasa de las raíces en comparación con las plantas de la salida. En las plantas de la entrada se observó un aumento de los valores de ATM y ATV y ATVt, comparadas con las plantas de la salida. La variación en los parámetros morfológicos internos se debió probablemente al aumento del área transversal de la raíz. Palabras claves: Eichhornia crassipes - Fósforo - variación morfológica - humedal artificial. ABSTRACT The present study compares the morphological variation of Eichhornia crassipes (Mart. Solms) between the inlet and outlet zones of a wetland constructed for the treatment of a sewage effluent. The phosphorus concentration in water and plants was determined. Plant height, root length and dry biomass were measured. The areas of cross-sectional whole root (ATR), stele (ATM), large metaxylematic vessels (ATV) and the total metaxylematic vessels (ATVt) were calculated. The different phosphorus concentrations registered at the inlet and outlet zones of the constructed wetland, induced internal and external morphological changes in E. crassipes. Phosphorus concentration in tissues was positively correlated with phosphorus concentrations in water. The inlet zone plants were taller and they had shorter roots and less proportion of root dry weight in comparison with the outlet zone plants. The inlet zone plants increased the ATM, ATV and ATVt values, in comparison with the outlet zone plants. The variation in the internal morphological parameters was probably due to the increase of the cross-sectional whole root. Keywords: Eichhornia crassipes – Phosphorus - morphological change – constructed wetland. INTRODUCCIÓN La mayoría de las investigaciones sobre humedales han sido realizadas para la depuración de efluentes cloacales y agrícolas, donde los conta- minantes a eliminar fueron el fósforo y el nitrógeno (Athie & Cerri, 1987; Sedlack, 1991; Weisner et al., 1994; Adler et al., 1996; Perdomo et al., 2000; Merlin et al., 2002; Ansola et al., 2003). Se ha demostrado que en un humedal, la 264 Campanella et al. desnitrificación es el principal mecanismo de eliminación de nitrógeno (Saunders & Kalff, 2001), mientras que el fósforo sólo puede ser removido del agua por adsorción de los sedimentos o absorción de las plantas acuáticas. En el humedal estudiado, se demostró que E. crassipes fue la responsable de la remoción del 80 % del P (Maine et al., 2005) y menos del 10 % del nitrógeno inorgánico (Maine et al., 2004). El fósforo puede alterar el desarrollo de la planta de dos formas, una es actuando como nutriente estimulando la producción de biomasa aérea, y otra es funcionando como una señal que regula los cambios en la arquitectura de la raíz (López-Bucio et al., 2002). Dichos cambios pueden afectar profundamente la capacidad de la planta para tomar nutrientes y agua. Una primera adaptación a las bajas disponibilidades de fósforo involucra cambios en el desarrollo postembrionario del sistema radicular. Esto incluye alteraciones en la longitud total de la raíz, en el alargamiento de los pelos radiculares y en la formación de raíces laterales (Dinkelaker et al., 1995; Bates & Lynch, 1996; Borch et al., 1999). Esto sugiere que la plasticidad morfológica es un importante mecanismo adaptativo para adquirir nutrientes (Hutchings & de Kroon, 1994). Investigaciones relacionadas con el crecimiento y la producción de biomasa de E. crassipes en humedales naturales demostraron que la biomasa aumenta en función de las concentraciones de nutrientes, creciendo en mayor medida la parte aérea en comparación con la raíz (Lallana & Kieffer, 1988). Por otro lado, la biomasa de las raíces es mayor en las plantas cultivadas en aguas pobres en nutrientes (Reddy & Sutton, 1984). Según Bloom et al. (1985) las plantas tienden a responder a la limitación de los recursos asignando una mayor proporción de su biomasa a aquellos órganos implicados en la captura de los mismos. En relación con las variaciones en la morfología interna, Harvey y van den Driessche (1999) encontraron que los vasos xilemáticos de las raíces del álamo tendieron a aumentar su diámetro en respuesta a niveles altos de nutrientes en el medio. El objetivo del trabajo fue determinar el efecto del fósforo sobre la morfología tanto externa como interna de plantas de E. crassipes localizadas a la entrada y a la salida de un humedal construido para el tratamiento de un efluente cloacal. MATERIAL Y MÉTODOS Sitio de estudio El humedal donde se llevó a cabo el estudio se localiza en la planta de la industria metalúrgica Bahco Argentina S.A. de la ciudad de Santo Tomé, Santa Fe, Argentina (31º 40’ 01.9” S, 60º 47’ 06.9” O). El humedal es del tipo de flujo superficial. Las dimensiones son de 50 m de largo por 40 m de ancho y profundidad de 50 a 80 cm, con un tiempo de residencia hidráulica estimado entre 7 y 12 días. Presenta un tabique central, paralelo al sentido de circulación del efluente, el cual divide al humedal en dos secciones de igual superficie y obliga al efluente a recorrer el doble de distancia. El fondo del humedal está impermeabilizado con 5 capas de bentonita compactadas (profundidad aproximada de 60 cm), logrando una conductividad hidráulica de 10-7 m s-1 para evitar la contaminación del agua subterránea. Sobre la bentonita compactada, se colocó suelo del área de excavación hasta una altura de un metro. El efluente, después de atravesar el humedal, es conducido por un canal hacia una laguna de 1 hectáreas. Se recolectaron 50 plantas al azar, tanto a la entrada como a la salida del humedal, en diciembre de 2002. Al mismo tiempo, se recogió agua de los mismos sitios en botellas de plástico, colocándolas en conservadoras de frío portátiles. Inmediatamente, las muestras de agua se llevaron al laboratorio y se efectuaron los análisis químicos (Vollenweider, 1974; APHA, 1998). A fin de obtener parámetros de comparación como testigo, se recolectaron plantas de E. crassipes y agua en una laguna cercana a la ciudad de Santa Fe, Argentina (31° 38’ 02.4” S, 60° 40’ 03.1” O). Las plantas se colocaron en bolsas de plástico y se llevaron inmediatamente al laboratorio. 265 Efectos del fósforo sobre Eichhornia crassipes Tabla 1. Parámetros fisicoquímicos, concentraciones de fósforo y especies nitrogenadas y relación N:P del agua muestreada a la entrada y salida del humedal artificial y en un ambiente natural testigo (Media ± desviación estándar). Physico-chemical parameters, phosphorus and inorganic nitrogen concentrations, and N:P ratio of the sampled water at the inlet and outlet zones of the constructed wetland and in a control natural environment (Mean ± standard deviation). Parámetros Entrada Salida Testigo pH Conductividad (mmhos/cm) Fósforo (P) (mg/l) Nitrato (NO3-) (mg/l) Nitrito (NO2-) (mg/l) Amonio (NH4+) (mg/l) Nitrógeno inorgánico (N) (mg/l) N:P 7.59 ± 0.02 480 ± 10 0.240 ± 0.02 10.7 ± 0.3 0.121 ± 0.05 1.98 ± 0.02 3.99 ± 1.32 16.6 7.52 ± 0.02 470 ± 10 0.026 ± 0.004 5.3 ± 0.3 0.013 ± 0.003 0.98 ± 0.02 2.38 ± 0.835 91.5 6.97 ± 0.02 164 ± 10 0.05 ± 0.01 1.72 ± 0.3 0.006 ± 0.05 0.65 ± 0.02 0.894 ± 0.086 17.9 Análisis químicos Sobre tres réplicas de las muestras de agua se efectuó la determinación de fósforo (Murphy & Riley, 1962), NH4+ (Electrodo selectivo de amonio, Orion ion plus 9512BN), NO3- (Electrodo selectivo de Nitrato, Orion ion plus 9700N) y NO2- por método colorimétrico (APHA, 1998). La conductividad se midió utilizando un conductímetro YSI 33 y el pH usando un electrodo de vidrio Orion. El fósforo total en tejidos vegetales se determinó sobre dos réplicas, previa digestión ácida (HCl/NO3H/HClO4) según Murphy & Riley (1962). Estudio de la morfología externa Se describió la morfología externa utilizando como parámetros: longitud de raíces, altura de plantas y peso seco de la parte aérea y de las raíces por planta. Para estimar el peso seco por planta, los vegetales recolectados se lavaron y separaron en sus partes aéreas (hojas) y sumergidas (raíces), colocándolas en estufa a 105º C hasta peso constante (Vollenweider, 1974; APHA, 1998). A partir del peso seco, se calculó la relación parte aérea/raíz. Estudio de la morfología interna Para el estudio de la morfología interna de la raíz se recolectaron segmentos de 3 a 4 cm de longitud de la zona media de la misma, los cuales inmediatamente se fijaron en formol 4%. Transcurridas 48 h, se colocaron en etanol 70% para su conservación. Se realizaron preparados frescos cortando las raíces transversalmente a mano alzada con hojas de afeitar nuevas (D’Ambrogio de Argüeso, 1986). Los cortes transversales de raíz se colorearon con Azul de Toluidina (Wahl et al., 2001). Las secciones se examinaron en un microscopio óptico Olympus (4X, 10X y 40X). Se midieron los diámetros de la raíz, de la médula y de los vasos metaxilemáticos tardíos con un ocular micrométrico. Para calcular los valores respectivos del área transversal de la raíz (ATR), de la médula (ATM) y de los vasos metaxilemáticos tardíos (ATV), se utilizaron las fórmulas para el cálculo del área de un círculo. Cuando fue necesario, se utilizaron las fórmulas para el cálculo del área de una elipse o de una parábola. Se contó el número de vasos metaxilemáticos tardíos por sección y se calculó el área total del metaxilema (ATVt) sumando las áreas de todos los vasos por corte. Análisis estadísticos Los cálculos se llevaron a cabo utilizando el software Statgraphics Plus 3.0. Debido a que las poblaciones no presentaron una distribución normal, se aplicaron test no paramétricos y se realizaron gráficos de caja y bigote, utilizando la mediana como medida de tendencia central y el rango intercuartílico (25 y 75 %) como medida de 266 Campanella et al. Tabla 2. Concentraciones de fósforo en tejidos vegetales (parte aérea y raíz) de E. crassipes a la entrada y salida del humedal artificial y en un ambiente natural testigo (Media ± desviación estándar). Phosphorus concentrations in E. crassipes tissues (aerial part and root) at the inlet and outlet zones of the constructed wetland and in a control natural environment (Mean ± standard deviation). Concentración de P (mg/g peso seco) Entrada Salida Testigo Parte aérea Raíz 5.50 ± 0.33 4.47 ± 0.27 2.61 ± 0.18 2.19 ± 0.14 3.47 ± 0.13 2.92 ± 0.06 RESULTADOS Análisis químicos Algunos parámetros fisicoquímicos y la concentración de fósforo y especies nitrogenadas medidas en el agua a la entrada y a la salida del humedal construido, y del punto de muestreo testigo se representan en la Tabla 1. Los datos evidencian la disminución de las concentraciones de los nutrientes disueltos del efluente después de atravesar el humedal, demostrando la eficiencia de dicho sistema como depurador del efluente. El humedal mostró una eficiencia del 96 % en la retención del fósforo disuelto. No se observó lo mismo para las especies nitrogenadas, ya que los porcentajes de remoción fueron sólo de alrededor del 50 %. Las concentraciones de fósforo en la parte aérea y raíces de E. crassipes presentan una relación directa con la concentración de fósforo en agua, observándose la mayor concentración de fósforo en la parte aérea (Tabla 2). Morfología externa Figura. 1. Gráficos de caja y bigote de la altura de las plantas (a) y longitud de las raíces (b) de E. crassipes en los diferentes sitios de muestreo. Box and wisker plot of plant height (a) and root length (b) of E. crassipes in the diferent sampling sites. variabilidad. Se aplicó el análisis de KruskalWallis para testar las diferencias entre los parámetros medidos de las plantas de la entrada, de la salida del humedal y las testigo (Walpole et al., 1999). Si se observaban diferencias estadísticamente significativas, se utilizó el test de Wilcoxon para comparar los tratamientos entre sí. En todas las comparaciones se utilizó un nivel de p < 0.05. La biomasa aérea y la altura fueron significativamente mayores en las plantas de la entrada del humedal en comparación con las plantas de la salida y testigo, probablemente debido a que a la entrada, las concentraciones de nutrientes en el efluente eran altas (Figs. 1a, 2a). Entre las plantas de la salida y testigo no se encontraron diferencias estadísticamente significativas. Para la longitud de raíces se registraron diferencias estadísticamente significativas entre los tres sitios de estudio. La longitud de raíces fue menor cuanto mayor fue la concentración de fósforo, siguiendo la relación Salida > Testigo > Entrada (Fig. 1b). Efectos del fósforo sobre Eichhornia crassipes 267 Figura 2. Gráficos de caja y bigote del peso seco de la parte aérea (a) y de las raíces (b) por planta de E. crassipes en los diferentes sitios de muestreo. Box and wisker plot of aerial part (a) and roots (b) dry weight per plant of E. crassipes in the different sampling sites. Figura 3. Gráficos de caja y bigote del área transversal de la raíz (ATR) (a) y de la médula (ATM) (b) de las raíces de E. crassipes en los diferentes sitios de muestreo. Box and wisker plot of the cross-sectional area of root (ATR) (a), and stele (ATM) (b), of E. crassipes roots in the different sampling sites. La biomasa de raíces fue significativamente más alta en las plantas de la salida del humedal, en comparación con las de la entrada y testigo (Fig. 2b). No se observaron diferencias estadísticas entre las plantas de la entrada del humedal y las testigos. La relación parte aérea/raíz disminuyó significativamente entre las plantas de la entrada respecto de las de la salida y testigo, probablemente debido a las diferentes concentraciones de fósforo. Los valores de mediana fueron: Entrada (6.8), Testigo (2.2), Salida (1.6); evidenciando un menor crecimiento radicular en la entrada del humedal. Morfología interna Las plantas de la entrada produjeron raíces más gruesas en comparación con las plantas de la salida y testigo. Se registró un área transversal de la raíz (ATR), área transversal de la médula (ATM), área transversal de los vasos metaxilemáticos tardíos (ATV) y área metaxilemática total (ATVt) mayor en las plantas de la entrada del humedal respecto a las de la salida y testigo (Figs. 3a, 3b, 4a y 4c, respectivamente). El número de vasos metaxilemáticos tardíos fue mayor en las plantas de la entrada del humedal en relación con las de la salida y testigo 268 Campanella et al. (Fig. 4b). En ningún parámetro morfológico interno de las raíces se encontraron diferencias significativas entre las plantas de la salida y testigo. En la Fig. 5 se muestran imágenes de microscopía óptica de las secciones transversales de las raíces de las plantas de la entrada, y salida del humedal artificial (Figs. 5a y 5b) y del humedal natural (Fig. 5c). Se calculó la relación ATVt:ATR, dando como resultado 0.009 (±0.004); 0.008 (±0.002) y 0.007 (±0.001), para la entrada, salida y testigo, respectivamente. No se registraron diferencias significativas entre estos valores, indicando que el área total del metaxilema (ATVt) aumentó al mismo tiempo que aumentó el área transversal de la raíz (ATR). DISCUSIÓN Figura 4. Gráficos de caja y bigote del área transversal de los vasos metaxilemáticos tardíos (ATV) (a), número de vasos metaxilemáticos por sección (b) y área total ocupada por el metaxilema (ATVt) (c) de las raíces de E. crassipes en los diferentes sitios de muestreo. Box and wisker plot of crosssectional area of the late metaxylematic vessels (ATV) (a), number of metaxylematic vessels per section (b) and total area ocupied by the metaxylem (ATVt) (c) of E. crassipes roots in the different sampling sites. Ante un suministro alto de nutrientes, las plantas desarrollan mayormente la parte aérea, coincidiendo con los resultados obtenidos por otros autores (Reddy & Sutton, 1984; Lallana & Kieffer, 1988; Neiff et al., 2001). La mayor concentración de fósforo se presenta en la parte aérea, favoreciendo los procesos químicos inherentes a la fotosíntesis como la fotofosforilación y la reducción del NADP+ a NADPH (Blanco, 1993). A la salida del humedal, en donde el nutriente limitante fue el fósforo, de acuerdo a la relación N:P obtenida (Tabla 1), E. crassipes asignó una mayor proporción de su biomasa a las raíces, coincidiendo con lo dicho por Bloom et al. (1985). El mayor desarrollo del sistema radicular de las plantas de la salida y testigo aumentó la capacidad de absorción de nutrientes al incrementarse la superficie de contacto raíz-agua. Esta estrategia permite a la planta sobrevivir en ambientes pobres en nutrientes (Xie & Yu, 2003). También, las raíces de las plantas de la salida y testigo fueron más finas y largas, lo que concuerda con Ciro et al. (1999) y Xie & Yu (2003), quienes expresan que las plantas con raíces finas y largas podrían ser más eficientes en la adquisición de P que aquellas plantas con raíces cortas y gruesas. Esto demuestra el alto grado de plasticidad morfológica del sistema radicular en plantas de crecimiento rápido como E. crassipes, en comparación con otras especies de crecimiento más lento (Robinson & Van Vuuren, 1998). Efectos del fósforo sobre Eichhornia crassipes 269 Las raíces que crecen en un medio con alto contenido de nutrientes desarrollan vasos metaxilemáticos de mayor área. Un aumento del área metaxilemática a altas concentraciones de nutrientes, puede ser entendido en términos de la necesidad de aumentar su capacidad de transporte para un mayor desarrollo y mantenimiento de una mayor parte aérea (Wahl et al., 2001). Estudios realizados por Wahl et al. (2001) sostienen que las diferencias en las características anatómicas de raíces tratadas con diferentes concentraciones de nutrientes pueden ser explicadas por los efectos alométricos debidos a las diferencias en los tamaños de las plantas. En este trabajo, una mayor concentración de fósforo produjo un aumento en el área transversal de la raíz, a la vez que un aumento en los parámetros morfológicos internos. Este hecho se observó con las relaciones ATVt:ATR obtenidas. Este estudio demostró que la plasticidad morfológica juega un rol importante en la adquisición de fósforo por E. crassipes en un ambiente heterogéneo. Los mecanismos que utiliza esta especie para sobrevivir en ambientes con diferentes concentraciones de fósforo, se basan en cambios en la capacidad de absorción a través de variaciones morfológicas del sistema radicular. Debido a las ventajas que produce una alta capacidad plástica, E. crassipes es una especie eficiente para ser utilizada en sistemas de tratamiento de efluentes. CONCLUSIONES Figura 5. Imagen de microscopía óptica de las secciones transversales de las raíces de E. crassipes de la entrada (a) y salida (b) del humedal artificial, y del humedal natural testigo (c). Ep: epidermis, Co: cortex, En: endodermis, Me: Médula, Mx: vasos metaxilemáticos tardíos y Rl: raíz lateral. Barra=114 µm. Optical microscopy image of cross-sectional sections of E. crassipes roots from the inlet (a) and outlet (b) zones of the constructed wetland and from the control natural wetland (c). Ep: epidermis, Co: cortex, En: endodermis, Me: stele, Mx: large metaxylematic vessels and Rl: lateral roots. Bar=114 µm. Las diferentes concentraciones de fósforo presentes en el efluente cloacal, a la entrada y salida del humedal, produjeron variaciones en la morfología externa e interna de E. crassipes. Las plantas de la entrada desarrollaron fundamentalmente la parte aérea, presentando una mayor altura y peso seco. Por el contrario, las plantas de la salida fueron más pequeñas pero desarrollaron más su sistema radicular con una mayor longitud y biomasa. Las raíces de E. crassipes de la salida del humedal fueron más finas y largas comparadas con las raí- 270 Campanella et al. ces cortas y gruesas de la entrada. Estos resultados verifican la influencia de los nutrientes en la morfología externa de la raíz, y sugieren que la plasticidad morfológica es el mecanismo más importante que posee la planta para adquirir nutrientes. En las raíces de las plantas de la entrada se observó una mayor área de la médula, área y número de vasos metaxilemáticos y área metaxilemática total, comparadas con las plantas de la salida. Esta variación en los parámetros morfológicos internos se debió probablemente al aumento del área transversal de la raíz. BIBLIOGRAFÍA ADLER, P. R., S. T. SUMMERFELT, D. M. 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ISSN: 0213-8409 273 First record of the common bream (Abramis brama) introduced to the Iberian Peninsula Lluís Benejam, Joaquim Carol, Carles Alcaraz & Emili García-Berthou1 Institut d’Ecologia Aquàtica, Universitat de Girona, E-17071 Girona, Catalonia, Spain. 1Corresponding author: [email protected] ABSTRACT This is the first record of the common bream, Abramis brama (Linnaeus, 1758), introduced into the Iberian Peninsula. Eight individuals of this cyprinid fish species were captured (of a total of 978 fish) in the Boadella Reservoir (Catalonia, Spain) on August 18, 2004. This reservoir is only 14 km away from France, where the bream is native, and contains several exotic freshwater fish that are still not widespread in Spain. The further introduction of species and the illegal translocation of the bream by anglers to other Iberian river basins should be controlled by the Spanish administration. Keywords: common bream, Abramis brama, Cyprinidae, Boadella reservoir, Muga River. RESUMEN Se da la primera cita de la brema, Abramis brama (Linnaeus, 1758), introducida en la Península Ibérica. Se capturaron ocho individuos de esta especie de ciprínido (de un total de 978 peces) en el embalse de Boadella (Cataluña, España) el 18 de agosto de 2004. Este embalse está a sólo 14 km de Francia, donde la brema es nativa, y contiene otras especies exóticas de peces, que aún no son frecuentes en la península. La introducción ilegal de otras especies y la translocación de la brema a otras cuencas ibéricas por parte de pescadores deportivos debería ser controlada por la administración española. Palabras clave: brema, Abramis brama, Cyprinidae, embalse de Boadella, río Muga. The Common Bream, Abramis brama (Linnaeus, 1758), is a cyprinid fish native to most of Europe and western Asia. However, like many other European freshwater fish (García-Berthou & Moreno-Amich, 2000), the common bream is not native to the Iberian Peninsula, where it was not known to be present until now (Doadrio, 2002). During a fish survey with boat electrofishing and multimesh gillnets (stretched mesh ranging 29-253 mm), eight individuals of this species were captured in the Boadella Reservoir, NE Spain (42º 20’ 15’’ N, 2º 21’ 07’’ E). The individuals had all the distinguishing features of the species, including fin ray formulae (examined in detail for two fish: dorsal III/10, anal III/24-25, pectoral I/14-16, pelvic II/8, caudal 19) that agree with those reported for the species. The lateral lines had 50-54 sca- les and the two fish were aged 2+. We captured 978 individuals on August 18, 2004, 856 by littoral electrofishing and 122 by gillnetting at 510 m, of depth. Of the 122 gillnet captures, eight were bream (6.6 %), ranging 180-301mm and 156-257 of total and fork length, respectively. These bream were captured with three different nets, separated a total of ca. 3500 m within the reservoir. Given the large size of the reservoir (maximum surface area of 364 ha, maximum capacity of 61.1 hm3) and the observed abundance and distribution of bream, a large number of individuals must have been introduced or it could also be an old introduction. We did not detect this species in a previous survey carried out on 7-28 February 2003, but fewer individuals were captured during that survey (140, of which only 18 were 274 Benejam et al. captured by gillnetting) so the species might have already been introduced by that date. The common bream is native to France, which lies only 14 km from the reservoir, and is abundant in standing waters throughout Europe, typifying the last of the four longitudinal zones of most European rivers (Bruslé & Quignard, 2001). Therefore it is likely to establish itself in the Boadella Reservoir and will easily spread downstream of the river basin (Muga River), where it might harm native biota. Because of its proximity to the French border and to the most important geographical entryway to the Iberian Peninsula, the Boadella Reservoir has unfortunately many exotic species, at least nine fish species (six of them native to France), and has been one of the first localities of introduction for other species still not widespread in Spain, such as the perch (Perca fluviatilis), the roach (Rutilus rutilus), the pikeperch (Sander lucioperca), or the rudd (Scardinius erythrophthalmus). This reservoir along with the Banyoles Lake have been shown to be some of the main entrance points of exotic freshwater fish in the Iberian Peninsula (GarcíaBerthou & Moreno-Amich, 2000; Zamora & Pou-Rovira, 2003) and should be more controlled by fish management authorities. Prevention measures should be taken by the administration to avoid the spreading of this new exotic species to other reservoirs and river basins. This has not been the case with numerous previous introductions in the Iberian Peninsula, and several species such as the bleak (Alburnus alburnus) and the wels (Silurus glanis) are being illegally spread by anglers nowadays (Carol et al., 2003). Eradication of introduced fish is practically impossible in large freshwater eco- systems, so prevention of further introductions and translocations is of primary concern. ACKNOWLEDGEMENTS We thank Quim Pou-Rovira for estimating the age of the bream. This study was financed by the Spanish Ministry of Science and Technology (REN2003-00477) and the Catalan Ministry of Universities, Research and Information Society (DURSI, Catalan Government Distinction Award for University Research 2004 to EGB). JC and CA held doctoral fellowships from the University of Girona and the Spanish Ministry of Education (FPU AP 2002-0206), respectively. REFERENCES BRUSLÉ, J. & QUIGNARD, J.-P. 2001. Biologie des poissons d’eau douce européens. Editions Tec & Doc, Paris. 625 pp. CAROL, J., BENEJAM, L., POU-ROVIRA, Q., ZAMORA, L. & GARCÍA-BERTHOU, E. 2003. First record of white bream (Abramis bjoerkna) in Catalonia (Spain) and new introductions of exotic fish (Alburnus alburnus, Sander lucioperca and Silurus glanis) into Catalan river basins. Butll. Inst. Cat. Hist. Nat., 71: 135-136. DOADRIO, I. (ed.) 2002. Atlas y libro rojo de los peces continentales de España. Ministerio de Medio Ambiente, Madrid. 374 pp. GARCÍA-BERTHOU, E. & MORENO-AMICH, R. 2000. Introduction of exotic fish into a Mediterranean lake over a 90-year period. Arch. Hydrobiol., 149: 271-284. ZAMORA, L. & POU-ROVIRA, Q. 2003. New introductions and present population of fishes in Lake Banyoles. Butll. Inst. Cat. Hist. 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For each species, brief information is given on ecology, distribution, and occurrence in Spain and in the Foix Reservoir. The zooplankton community of the Foix Reservoir was characterized by the abundance of heleoplanktonic species, which accounted for 50 % of the taxa. Remarkable changes over time in species’ composition and occurrence were found for Rotifera and Cladocera during the study period. A. robustus showed high density and biomass values throughout the sampling period. In the summer of 1999, copepods avoided deep layers, whereas some Rotifera (Polyarthra spp,, Filinia spp,, Brachionus angularis) and Chydorus sphaericus were found near the anoxic bottom. A rare rotifer in the Iberian Peninsula, Itura aurita aurita (Ehrenberg), was also found in lotic sections of the reservoir. Keywords: Itura aurita, Acanthocyclops robustus, Brachionus angularis, Chydorus sphaericus, vertical distribution, colonization RESUMEN Un embalse pequeño e hipereutrófico (Embalse de Foix, España) fue muestreado desde Marzo de 1997 a Enero de 2000, con el fin de documentar la composición y variabilidad espacial y temporal de la comunidad zooplantónica. Veinticinco especies de rotíferos, 10 de cladóceros y una especie de copépodo (Acanthocyclops robustus (Sars)) fueron recogidos. Las especies de rotíferos más abundantes fueron Brachionus angularis (Gosse) y Polyarthra spp. Daphnia galeata Sars, Ceriodaphnia quadrangula (Müller) y Chydorus sphaericus (Müller) fueron los principales cladóceros. Para cada especie se da breve información sobre su ecología, distribución y ocurrencia en España y en el Embalse de Foix. La comunidad zooplantónica del embalse se caracterizó por una fuerte presencia de especies heleoplantónicas, que supusieron un 50 % de los taxones. Se constataron cambios remarcables en la composición específica y densidades de rotíferos y cladóceros a lo largo del periodo estudiado. Por el contrario, A. robustus mostró densidades y biomasas altas durante todo el periodo. En el verano de 1999 los copépodos evitaron las capas profundas, mientras que algunos rotíferos (Polyarthra spp, Filinia spp, Brachionus angularis) y Chydorus sphaericus fueron encontrados cerca del fondo anóxico. Un rotífero raro en la Península Ibérica, Itura aurita aurita (Erhenberg), fue encontrado en la sección lótica del embalse. Palabras clave: Itura aurita, Acanthocyclops robustus, Brachionus angularis, Chydorus sphaericus, distribución vertical, colonización INTRODUCTION More than 1000 reservoirs were built during the past century (MOPU, 1988), as sources of water to alleviate the shortages suffered regularly by Spain. Reservoirs are often found in areas of water scarcity, or where controlled water facilities are necessary. Large natural water bodies in the South of Europe are scarce, and reservoirs can be effectively regarded as regional-scale experiments, particularly with regard to plankters’ dispersion (Margalef, 1983). 276 Marcé et al. Limnology and planktonic communities of large Spanish reservoirs are well known (Margalef et al., 1976; Morguí et al., 1990; Armengol et al., 1991; Riera et al., 1991; Sabater & Nolla, 1991; Riera et al., 1992; Riera, 1993; Armengol et al., 1994). However, no data are available for over 600 small reservoirs (i.e. <10 hm3) located in Spain and Portugal. The Foix Reservoir belonged to this limnologically unknown group until the work carried out by Marcé et al. (2000) and Gomà (2001). Prior to this, only a description of benthic protozoans was available (Salvadó & Gracia, 1991). However, no data concerning the composition of its zooplankton community is available. The aim of the present paper is to examine the zooplankton community of a small man-made lake (Foix Reservoir, Barcelona, Spain), and to discuss the reasons for its composition and distribution in the water column. SITE DESCRIPTION Located in NE Spain (E 1º38’53’’, N 41º15’21’’), at 61 m above sea level, the Foix Reservoir results from the damming of the Foix River, and is the closest reservoir to the city of Barcelona (Fig. 1). The river was dammed in 1928 to supply different villages and agricultural fields. Today, is unprofitable because the low quality of its water. The reservoir is small and shallow (Table 1), and the predominant geology of the area is calcareous. Figure 1. Foix Reservoir. Location and sampling sites. Embalse de Foix. Situación y estaciones de muestreo. Table 1. Morphometric features of the Foix Reservoir. Características morfométricas del embalse de Foix. Feature Bottom elevation Catchment area Surface area Max. volume Max. depth Mean depth Value 61 m 3.12 x 106 m2 7.2 x 105 m2 3.7 x 106 m3 10.7 m 7m Vegetation around the reservoir is mainly constituted by Pinus halepensis Miller woodland with a sparse population of Quercus ilex L. The Foix Reservoir is monomictic, with a nonwell developed hypolimnetic layer during summer, when the bottom is usually anoxic. Main features of the reservoir are its extreme hypertrophy and strong seasonal variability of water residence times. Main algal groups are Cryptophyta, Chlorophyta, Cyanobacteria and diatoms (Gomà, 2001). For a detailed description of the reservoir limnology see Marcé et al. (2000). MATERIAL AND METHODS The reservoir was sampled at a station near the dam from March 1997 to January 2000, with irregular periodicity. Between March 1997 and October 1998, samples were taken approximately every three months. From June 1999 to January 2000 sampling frequency was monthly. A qualitative sample was taken in the riverine zone of the reservoir in October 1997 (Fig. 1). In addition to several physical and chemical variables (see Marcé et al., 2000), vertical hauls were taken by means of an Apstein plankton net of 53 µm mesh size from March 1997 to June 1999. Samples were preserved in 4% formalin. After sieving the fixed samples with 710, 500, 250, 150, 100 and 53 µm mesh, Rotifera, Cladocera, and Copepoda were counted and identified using Utermolhl chambers under an inverted microscope (McCauley, 1984). In order to identify the vertical distribution of different groups during stratification, discrete water sam- 277 Zooplancton of the hypertrophic reservoir of Foix ples were taken at 0, 2, 5 and 10 m depth with a 5 L capacity Schindler-Patalas hydrographic bottle, from June 1999 to January 2000. The content of each bottle was filtered through a 53 µm mesh, preserved and size-fractions counted. Specific biomass was calculated from measurements of several individuals of each species at the appropriate magnification, using an ocular micrometer. Equations from Botrell et al. (1976), Malley et al. (1989) and Dumont et al. (1975) were applied for Cladocera, from Malley et al. (1989) for Copepoda, and the RuttnerKolisko’s approximation for Rotifera (Botrell et al., 1976; Ruttner-Kolisko, 1977). In order to test if any zooplankton group was significantly concentrated in the surface or deep layers during stratification in 1999 (June to October), mean biomass for different groups (Rotifera, Cladocera, and Copepoda) below and above the thermocline and below and above the oxycline were compared by means of a two-tailed t-student test. The work includes original drawings and pictures taken by means of a Leica D100 digital camera. RESULTS A total of 25 species of Rotifera, 10 species of Cladocera, and one species of Copepoda were found in the Foix Reservoir during the studied period. Among them, 19 species of Rotifera, 9 species of Cladocera, and one copepod species were collected at a sampling station near the dam Table 2. Densities (ind/L) for each taxa found in the station near the dam at every sampling date. Densities in 1999 were calculated integrating data for the whole water column. Densidades (ind/L) para cada taxon encontrado en la estación próxima a la presa en cada muestreo. Las densidades en 1999 se calcularon integrando los datos de toda la columna de agua. 3-97 6-97 9-97 10-97 Rotifera A. brightwelli 0.2 B. angularis 326 92.8 18.4 618 B. calicyflorus 16.2 0.02 0.05 15.0 B. urceolaris 15.9 13.7 0.1 0.9 Filinia sps 216 0.5 0.5 H. mira 0.2 0.03 K. cochlearis 0.3 0.5 K. cochlearis 11.6 1.0 0.1 f. tecta K. quadrata 1.1 0.5 1.0 K. cf testudo 2.7 K. tropica L. closterocerca L. hamata P. sulcata 0.2 Polyartrha sps 93.8 12.6 1.5 1.7 R. neptunia 39.5 0.01 S. pectinata 6.2 0.2 T. patina 0.6 Copepoda (A. robustus) Adults 0.1 53.5 Copepodites 6.6 62.7 Nauplii 1.0 123 Cladocera C. sphaericus A. rectangula B. longirostris C. quadrangula D. galeata D. magna D. pulicaria D. longispina M. micrura 24.9 15.8 12.6 3.6 24.4 27.0 12-97 10.2 0.06 0.05 0.1 1.9 7.7 0.2 3-98 5-98 120 7-98 10-98 6-99 2,476 2.0 31.2 0.3 0.1 1.0 10.9 0.5 0.5 6.3 9-99 10-99 11-99 12-99 1-00 28.6 9.8 17.6 1,000 0.7 1.0 2.3 2.0 1.8 57.4 667 4.5 1.2 0.3 0.2 2.7 3.2 0.03 51.9 18.5 7.8 5.6 23.1 85.0 2,115 19.6 125 0.7 0.7 2.3 24.2 12.8 26.6 5.2 460 131 178 1.4 49.7 110 0.1 11.2 70.4 164 15.0 13.6 91.4 5.2 41.3 16.5 173 206 24.4 101 127 376 120 14.5 47.7 0.8 0.01 2.6 8-99 0.5 1.2 0.4 0.01 0.2 7-99 98.5 90.0 74.2 44.5 26.3 45.0 373 125 175 228 69.9 598 457 142 771 132 209 37.8 0.5 27.6 213 1.0 0.4 0.06 1.7 0.06 2.7 3.3 12.8 2.5 16.9 2.0 1.8 6.6 7.8 0.7 0.9 0.3 24.9 116 0.5 1.8 0.6 1.4 15.2 12.1 27.2 1.9 2.8 23.4 21.3 2.4 16.6 0.06 0.1 1.3 0.2 0.5 278 Marcé et al. (Table 2). The rest were found in the riverine zone in October 1997 (Fig. 1). The following text gives a brief bibliographical revision for each taxon, giving notes on occurrence in the Foix Reservoir. Rotifera Class Eurotatoria De Ridder, 1957 Subclass Bdelloidea Hudson, 1884 Family Philodinidae Rotaria neptunia (Ehrenberg, 1832) Ecology: Benthic rotifer is frequently found in planktonic environments (Koste & Shiel, 1986). Typical of alkaline and eutrophic waters, it tolerates low oxygen concentrations (de Manuel, 2000). Distribution: Cosmopolitan. In the Iberian Peninsula it is mainly found in the north, although it has also been recorded in more southern latitudes (de Manuel, 2000). It is infrequent in reservoirs. It is cited on four occasions in the extensive study by de Manuel (2000). In Foix: Bdelloid Rotifera were never abundant, except in May 1997, when a maximum density of 39 ind/L was achieved (Table 2). R. neptunia also appeared in June 1997 (0.01 ind/L) and in surface layers during summer 1999. Figure 2. Rotifers species from the Foix Reservoir (I). A Asplanchna brightwelli, contracted individual. B A. brightwelli, mastax. C Brachionus angularis. D B. calicyflorus f. typica. E B. calicyflorus f. amphiceros. F B. quadridentatus. G B. urceolaris. H Keratella cochlearis f. typica. I K. cochlearis f. tecta. J K. quadrata. K K. cf. testudo. L K. tropica. M Notholca squammula. Bars: 100 µm. Rotíferos del embalse de Foix (I). A Asplanchna brightwelli, individuo contraído. B A. brightwelli, mastax. C Brachionus angularis. D B. calicyflorus f. typica. E B. calicyflorus f. amphiceros. F B. quadridentatus. G B. urceolaris. H Keratella cochlearis f. typica. I K. cochlearis f. tecta. J K. quadrata. K K. cf. testudo. L K. tropica. M Notholca squammula. Barras: 100 µm. Zooplancton of the hypertrophic reservoir of Foix 279 Subclass Monogononta Plate, 1889 Family Asplanchnidae Asplanchna brightwellii Gosse, 1850 (Fig. 2) Ecology: Euplanktonic rotifer (de Manuel, 2000). This species prefers warm eutrophic and acidic waters (Margalef et al., 1976). It preys on Rotifera, crustacean nauplii, ciliates, and a great range of algae (Braioni & Gelmini, 1983). A. brightwellii may be easily confused with A. sieboldii. These two species may be distinguished by the number of flame bulbs of the protonephridia and nucleii in the vitellarium (Gilbert et al. 1979). Distribution: Cosmopolitan. It is the most frequent species of the genus Asplanchna in the Spanish reservoirs (de Manuel, 2000). In Foix: Rotifer rare in the Foix Reservoir. It was collected in October 1997 at low densities (0.2 ind/L) (Table 2). Family Brachionidae Brachionus angularis (Gosse, 1851) (Fig. 2) Ecology: Planktonic rotifer from shallow waters frequently associated with macrophytes (Braioni & Gelmini, 1983; de Manuel, 2000). Braioni & Gelmini (1983) relate this rotifer to organic-rich eutrophic waters. B. angularis eats bacteria, detritus and a wide range of algae (Pourriot, 1977; Braioni & Gelmini, 1983; Boon & Shiel, 1990; de Manuel, 2000). Distribution: Cosmopolitan. It is not abundant in Iberian reservoirs (Margalef et al., 1976). De Manuel (1997) found it mainly in the watershed of the Guadalquivir River. In Foix: B. angularis was the most abundant rotifer. Densities were high throughout the sampling period, reaching peak values of around 2500 ind/L in July 1998 (Table 2). During September 1999, B. angularis density achieved a maximum, located in surface layers. Maxima were found in bottom layers after mixing (Fig. 6). A remarkable aspect of B. angularis shown during this study was its morphological plasticity, as exemplified by the range of morphs and sizes observed (Fig. 3). Some authors have Figure 6. Density (ind l-1) depth-time plots for some rotifera species during 1999. The dotted line shows temperature profiles. Gráficos profundidad-tiempo para la densidad (ind l-1) para algunos rotíferos durante 1999. La línea punteada muestra el perfil de temperatura. described different morphs of this species, although their taxonomic value is dubious. Hutchinson (1967) for instance, realized that B. angularis is a cyclomorphic species. The pattern of shapes and lengths of B. angularis in Foix suggest cyclomorphosis occurs, if we consider only one genotype present in the reservoir. 280 Marcé et al. Figure 3. Medium body length (µm) for Brachionus angularis in 1997 and 1998 sampling dates. Pictures show a typical individual from each sample. Bars: 100 µm. Longitud media del cuerpo (µm) de Brachionus angularis en muestreos correspondientes a 1997 y 1998. Las fotografías muestran la forma típica para cada muestra. Barras: 100 µm. Brachionus calicyflorus Pallas, 1766 (Fig. 2) Ecology: Planktonic taxon, occasionally found in running waters (de Manuel, 2000). It is associated to alkaline, shallow, eutrophic environments (Margalef et al., 1976; Braioni & Gelmini, 1983; Koste & Shiel, 1987; de Manuel, 2000). Chloride tolerant. It feeds on bacteria, detritus and Chlorocoocales, Volvocales, and Euglenoid algae (Pourriot, 1977; de Manuel, 2000). Highly polymorphic (Gilbert, 1967; Hutchinson, 1967). Distribution: Cosmopolitan, found in many Spanish reservoirs, mainly in alkaline, polluted waters (Margalef et al., 1976; de Manuel, 2000). In Foix: It achieved high densities during mixing in 1997 (i.e. 15 ind/L) (Table 2). A metalimnetic maximum during summer 1999 was apparent (Fig. 6). This species cooccurred with Asplanchna brightwellii in October 1997 (Table 2). Also, the latter species is known to be positively associated with B. calicyflorus (Braioni & Gelmini, 1983). Brachionus quadridentatus Hermann, 1783 (Fig. 2) Ecology: Common taxon in warm, small water bodies. It is also found in running waters (Ruttner-Kolisko, 1974; de Manuel, 2000). Ruttner-Kolisko (1974) considered this rotifer Zooplancton of the hypertrophic reservoir of Foix was rare in open waters, and Braioni & Gelmini (1983) considered it typical for this habitat in Italy. Good indicator for eutrophic conditions (Koste & Shiel, 1987; Braioni & Gelmini, 1983; Margalef et al., 1976). It eats nanoplankton and detritus (Braioni & Gelmini, 1983). Distribution: Cosmopolitan. It is the main species from the genus in Spanish reservoirs (Margalef et al., 1976; de Manuel, 2000). In Foix: B. quadridentatus f. cluniorbicularis was only found once in the Foix Reservoir, in October 1997, at the riverine section of the reservoir (Fig. 1). Brachionus urceolaris Müller, 1773 (Fig. 2) Ecology: Heleoplanktonic species living in alkaline, small water bodies (de Manuel, 2000). Many authors consider B. urceolaris mainly as a benthic rotifer (Ruttner-Kolisko, 1974; Margalef et al., 1976; Braioni & Gelmini, 1983). It feeds on unicellular algae (Braioni & Gelmini, 1983). It is highly polymorphic, as it is usual in this genus. Distribution: Margalef et al. (1976) found it in reservoirs within the watershed of the Duero River. De Manuel (2000) however, collected individuals throughout Spain, suggesting the species might have colonized other reservoirs, as predicted by Margalef et al. (1976). In Foix: Frequent in the reservoir, with maximum densities in excess of 15 ind/L (Table 2). The mean density for the whole sampling period was 3.4 ind/L. B. urceolaris was often more abundant in surface layers during 1999. Keratella cochlearis (Gosse, 1851) (Fig. 2) Ecology: Euplanktonic rotifer, very common in lakes and reservoirs. It feeds on algae and bacteria (Pourriot, 1965; 1977; Boon & Shiel, 1990). It is prey to Asplanchna (Guiset, 1977). Its presence has been related to pollution (Braioni & Gelmini, 1983; Koste & Shiel, 1987), but this link seems to depend on mineralization (Margalef et al., 1976). Distribution: Cosmopolitan species, common in Spain. It can be found in all Spanish reservoirs, especially those with acidic waters (Margalef et al., 1976), and more frequently during stratification (de Manuel, 2000). 281 In Foix: Two forms of this species were observed, f. typica and tecta (Fig. 2). Both were frequent in 1997, especially during the mixing period, being less common the rest of the period (Table 2). No clear spatial patterns were apparent during 1999. Keratella quadrata (Müller, 1786) (Fig. 2) Ecology: Euplanktonic rotifer. It tolerates a wide range of temperature and mineralization conditions (de Manuel, 2000). Traditionally, this rotifer has been considered a good indicator for eutrophy (Hutchinson, 1967). However, it may be present in systems under any trophic state (Margalef et al., 1976; Braioni & Gelmini, 1983). K. quadrata densities usually rise during summer (Hutchinson, 1967; Margalef et al., 1976). It feeds on detritus, bacteria and algae (Pourriot, 1977). Highly polymorphic. Distribution: Cosmopolitan. Rotifer frequent in Spain, although never at high densities. No distribution pattern of this species has been identified in Spanish reservoirs (Margalef et al., 1976). In Foix: In 1997, K. quadrata was frequently found, albeit at low densities (i.e. maximum less than 3 ind/L). It was not observed after May 1998 (Table 2). Keratella cf testudo (Ehrenberg, 1832) (Fig. 2) Ecology: Euplanktonic species living in alkaline, small-sized water bodies (Braioni & Gelmini, 1983; de Manuel, 2000). It was defined by Ruttner-Kolisko (1974) as a reservoir species. It eats bacteria, detritus, and algae (Chlorococcales, Euglenoids, Cryptomonads and diatoms) (Sladecek, 1983). Distribution: Cosmopolitan, rare in Spain. In surveys of a large number of Spanish reservoirs, Margalef et al. (1976) and de Manuel (2000) found K. testudo, at very low densities, in one and three reservoirs, respectively. In Foix: Rare. It was collected twice, at low densities (i.e. <3 ind/L): in March 1997 and in July 1999 (Table 2), when it appeared in surface layers. The record is not conf irmed, since it was not possible to observe the presence of 282 Marcé et al. a closed lateral facet at both sides of the central facet under optical microscope (see de Manuel, 2000). Keratella tropica (Apstein, 1907) (Fig. 2) Ecology: Euplanktonic rotifer, from warm and alkaline waters (de Manuel, 2000). Distribution: Pantropical and pansubtropical, occasional in Europe (Koste & Shiel, 1987). Eight records of this species can be found in Margalef et al. (1976), an account of a survey of Spanish reservoirs. A second survey, reported in de Manuel (2000), records this species 17 times, clearly suggesting its expansion to new areas. In Foix: Margalef et al. (1976) mention this rotifer as present in Foix, despite not explicitly including the reservoir in their study. Here, the species appeared in autumn 1999 (Fig. 6), with densities in excess of 70 ind/L. Notholca squamula (Müller, 1786) (Fig. 2) Ecology: Planktonic rotifer, often associated with littoral margins (de Manuel, 2000; Braioni & Gelmini, 1983). Cold stenotherm typical of alpine lakes (Ruttner-Kolisko, 1974). Koste & Shiel (1987) consider N. squamula a special case in the genus, because it is found in waters above 15 ºC. It feeds preferentially on diatoms (Braioni & Gelmini, 1983). Distribution: It is the most frequent species of the genus in Spain. It is not rare in alkaline and eutrophic reservoirs (Margalef et al., 1976), where it can easily be found during winter. During summer it may be found in the hypolimnion (de Manuel, 2000). In Foix: N. squamula was not collected in the main body of the reservoir. It was found once in the riverine section of the reservoir, in October 1997 (Fig. 1). Family Lepadellidae Lepadella patella (Müller, 1786) (Fig. 4) Ecology: Littoral periphytic rotifer, occasionally reported in open and running waters (Ruttner-Kolisko, 1974; Margalef et al., 1976; Braioni & Gelmini, 1983; de Manuel, 2000). Distribution: Cosmopolitan. It has been found in alkaline eutrophic reservoirs by Margalef et al. (1976), but its distribution appears to be considerably variable over time (de Manuel, 2000). In Foix: Not collected in the main body of the reservoir. It was found on one occasion, in October 1997, in the riverine section of the reservoir (Fig. 1). Family Lecanidae Lecane bulla (Gosse, 1851) (Fig. 4) Ecology: Periphytic species found in rivers and small water bodies, occasionally in the plankton. Hutchinson (1967) related its presence in the pelagial to storm events. It has been found in a wide range of trophic conditions (Segers, 1995). Distribution: Cosmopolitan. Common in Spain. De Manuel (2000) found this species in Eastern reservoirs over calcareous watersheds. In Foix: L. bulla was not collected in the main body of the reservoir. It was found once in the riverine section of the reservoir on one occasion, in October 1997 (Fig. 1) Lecane closterocerca (Schmarda, 1859) (Fig. 4) Ecology: Benthic rotifer, although it frequently migrates to the plankton (Ruttner-Kolisko, 1974). It is also found in running waters (Braioni & Gelmini, 1983; Koste & Shiel, 1990). Distribution: Cosmopolitan. It is abundant in Spanish reservoirs, without a clear distribution pattern (Margalef et al., 1976; de Manuel, 2000). In Foix: Rotifer rare in the reservoir. It was found on one sampling occasion (July 1999), at low densities in surface layers (Table 2). Lecane hamata Stokes, 1896 (Fig. 4) Ecology: Littoral rotifer, found in running or small-sized water bodies. It is occasionally found in the plankton (Braioni & Gelmini, 1983). Distribution: Cosmopolitan rotifer. Frequent in the Balearic Islands, but rare in Spanish reservoirs (Margalef et al., 1976; de Manuel, 2000). In Foix: Rare. It appeared at low densities (i.e. < 1 ind/L) below surface layers in September 1999 (Table 2). Zooplancton of the hypertrophic reservoir of Foix Family Notommatidae Cephalodella gibba Ehrenberg, 1832 (Fig. 4) Ecology: Heleoplanktonic species. It has also been found in crustacean gills (Koste & Shiel, 1991; de Manuel, 2000). It feeds on unicellular algae, flagellates, and ciliates (Braioni & Gelmini, 1983; de Manuel, 2000). 283 Distribution: Cosmopolitan, spread throughout the Iberian Peninsula. It is frequent in both the plankton (de Manuel, 2000) and benthic habitats (Margalef et al., 1976). In Foix: Rare. It was found on one sampling occasion, in October 1997, in the riverine section of the reservoir (Fig. 1). Figure 4. Rotifera species from the Foix Reservoir (II). A Lepadella patella, foot. B L. patella, food opening. C Lecane hamata. D L. bulla. E L. closterocerca. F Cephalodella gibba, contracted individual. G Itura aurita aurita, contracted individual. H I. aurita aurita, mastax. I I. aurita aurita, fulcrum. J Polyarthra dolychoptera. K P. major. L P. dolychoptera, blades. M P. major, blades. Bars: 100 µm, except H-I: 20 µm and L-M: 50 µm. Rotiferos del embalse de Foix (II). A Lepadella patella, pie. B L. patella, abertura del pie. C Lecane hamata. D L. bulla. E L. closterocerca. F Cephalodella gibba, individuo contraído. G Itura aurita aurita, individuo contraído. H I. aurita aurita, mastax. I I. aurita aurita, fulcrum. J Polyarthra dolychoptera. K P. major. L P. dolychoptera, palas. M P. major, palas. Barras: 100 µm, excepto H-I: 20 µm y L-M: 50 µm. 284 Marcé et al. Itura aurita aurita (Ehrenberg, 1830) (Fig. 4) Ecology: Littoral rotifer, it lives in still or slow-running waters (De Smet & Pourriot, 1997). It may associate with periphyton (Pourriot, 1997). It prefers eutrophic bodies (Braioni & Gelmini, 1983), and feeds on euglenoids and unicellular algae (De Smet & Pourriot, 1997). Distribution: Cosmopolitan. This Rotifer is highly rare in the Iberian Peninsula. It has only been found in Tablas de Daimiel and in some karstic lakes in Cuenca, both in Central Spain (R.M. Miracle, University of Valencia, pers. com.). Neither Margalef et al. (1976) nor de Manuel (2000) collected this rotifer in their studies. In Foix: Rare. I. aurita was not collected in the main body of the reservoir. It was found once, in October 1997, in the riverine section (Fig. 1). Family Synchaetidae Polyarthra dolichoptera (Idelson, 1925) (Fig. 4) Ecology: Euplanktonic species from cold waters. It may survive in low oxygen concentrations (Ruttner-Kolisko, 1974; Braioni & Gelmini, 1983; de Manuel, 2000). P. dolichoptera feeds on Cryptomonads, Chrysomonads and central diatoms (Pourriot, 1977), and is prey to Asplanchna. Densities in the hypolimnion were significantly larger than those in surface layers during summer 1999. This rotifer shows a strong vertical distribution pattern during the summer, when it accumulates in the hypolimnion (Hutchinson, 1967; Margalef et al., 1976). Distribution: Cosmopolitan. It is widespread in Spanish water bodies. It is frequent in alkaline, eutrophic reservoirs. In Foix: (see P. major). Polyarthra major (Burckhardt, 1900) (Fig. 4) Ecology: Euplanktonic species from mesotrophic waters (de Manuel, 2000). It usually presents its population maxima during summer and autumn (Hutchinson, 1967; Ruttner-Kolisko, 1974; Braioni & Gelmini, 1983). It may be found in surface waters during the mixing, but as stratification develops, higher densities are generally found further below. Distribution: Cosmopolitan. Rotifer frequent in the Iberian Peninsula. It is also frequent in SW Spanish reservoirs. It shows preference for eutrophic acidic waters (Margalef et al., 1976). In Foix: It was not always possible to distinguish between species of the genus Polyarthra. The preservation method often collapsed individuals hindering identification. The genus was perennial in the reservoir. It appeared at variable densities, ranging 1.5 - 460 ind/L (Table 2). Together with B. angularis, B. calicyflorus, and Filinia spp, it could be found in the anoxic layers during stratification (Fig. 6). Synchaeta pectinata (Ehrenberg, 1832) (Fig. 5) Ecology: Euplanktonic rotifer from cold waters (Ruttner-Kolisko, 1974). The species is equally found in lakes and reservoirs of varying trophy (Braioni & Gelmini, 1983). It feeds on Cryptomonads, Chrysophycean, and diatoms (Pourriot, 1970). It may also feed on the rotifer Keratella (Hutchinson, 1967) Distribution: Cosmopolitan. It is found in many Spanish reservoirs, mainly in alkaline waters. Margalef et al. (1976) associated abundance of this rotifer to mixing conditions, but de Manuel (2000) did not find any remarkable spatial or temporal pattern. In Foix: Rotifer occasionally found in the reservoir. It appeared during mixing periods, reaching maximum densities of 11 ind/L in January 2000. It was not recorded in 1998 (Table 2). Family Testudinellidae Pompholyx sulcata (Hudson, 1885) (Fig. 5) Ecology: Euplanktonic species. It has also been found on macrophytes (Braioni & Gelmini, 1983). It feeds on detritus and bacteria (Braioni & Gelmini, 1983; de Manuel, 2000). Some authors consider it as an eutrophication state indicator species (Braioni & Gelmini, 1983). Distribution: Cosmopolitan. It is abundant in the Iberian Peninsula. Most abundant in surface layers of eutrophic reservoirs (Margalef et al., 1976). In Foix: Rotifer occasionally collected in the Foix Reservoir. It appeared at low densities in Zooplancton of the hypertrophic reservoir of Foix 285 Figure 5. Rotifera species from the Foix Reservoir (III). A Synchaeta pectinata. B Testudinella patina. C S. pectinata, mastax. D Pompholyx sulcata. E F. longiseta. F F. terminalis. Bars: 100 µm, except C: 50 µm. Rotíferos del embalse de Foix (III). A Synchaeta pectinata. B Testudinella patina. C S. pectinata, mastax. D Pompholyx sulcata. E F. longiseta. F F. terminalis. Barras: 100 µm, excepto C: 50 µm. June 1997, but during the winter of 1999 it achieved densities of over 2000 ind/L (Table 2). This maximum coincided with the virtual absence of B. angularis, suggesting some kind of competition between both species. Testudinella patina (Hermann, 1783) (Fig. 5) Ecology: Heleoplanktonic and littoral species (Hutchinson, 1967; Ruttner-Kolisko, 1974; de Manuel, 2000). It is more frequent between spring and autumn. Salinity tolerant. It feeds mainly on Chlorella and diatoms (Braioni & Gelmini, 1983; de Manuel, 2000). Distribution: Cosmopolitan. In Spain it has frequently been recorded in marshes and lagoons, but only in six reservoirs (de Manuel, 2000). In Foix: Rare species. It was found on one sampling occasion, in October 1997, in the riverine section of the reservoir (Fig. 1). Family Hexarthridae Hexarthra mira (Hudson, 1871) Ecology: Euplanktonic species from shallow waters (Ruttner-Kolisko, 1974), although it has been recorded in a wide range of habitats (Hutchinson, 1967; Margalef et al., 1976). It feeds on vegetable detritus and bacteria (Pourriot, 1977; Braioni & Gelmini, 1983). Distribution: Cosmopolitan, common in the Iberian Peninsula. Most records in Spanish reservoirs are from western ones (de Manuel, 2000). In Foix: Species occasionally collected in the reservoir, always at low densities, and without a clear temporal pattern (Table 2). Family Filiniidae Filinia longiseta (Ehrenberg, 1834) (Fig. 5) Ecology: Euplanktonic species from warm eutrophic waters. Braioni & Gelmini (1983) recorded F. longiseta mainly in the epilimnion, but Margalef et al. (1976) found a rising trend in densities with depth. It feeds on detritus, bacteria, and algae (Pourriot, 1965). Distribution: Cosmopolitan. Rotifer homogeneously distributed in the Iberian Peninsula, and common in reservoirs. It generally appears during the stratification period. In Foix: (see F. terminalis) 286 Marcé et al. Filinia terminalis (Plate, 1886) (Fig. 5) Ecology: Euplanktonic cold-stenotherm rotifer (de Manuel, 2000). It is found at higher densities in hypolimnion of stratified lakes and reservoirs, and also in well-mixed water bodies (de Manuel, 2000). It tolerates low oxygen concentrations (Margalef et al., 1976). Distribution: Cosmopolitan and common in the Iberian Peninsula. It is abundant in Spanish reservoirs. In Foix: Despite their different morphological features, it was not always possible to distinguish between species from the genus Filinia, since preservation methods often collapsed individuals. So for quantitative considerations they are treated as Filinia spp. Frequent, albeit at moderate densities (i.e. 0.05-6 ind/L). In March 1997, the genus reached 216 ind/L, and was relatively abundant (Table 2). Sporadic high densities may be related to hydrological conditions. March 1997 was the wettest period between the years 1997 and 2000 (Marcé et al., 2000). Individuals from this genus located at different depths in 1999 (Fig. 6), could be explained by segregation of the two species found, however this could not be confirmed. al., 1976). Frequent in Spanish eutrophic reservoirs, always at low densities. In Foix: It appeared in 1999 (Table 2), concomitantly to B. angularis (Fig. 6 and 8). Despite being a benthic species, C. sphaericus achieved densities in excess of 200 ind/L (Table 2). High densities of this species were related to exceptional turbidity in 1999 (i.e. >40 Nephelometric Turbidity Units-NTU) (Marcé et al., 2000). Crustacea Moina micrura (Kurz, 1875) (Fig. 7) Ecology: Stenotherm cladoceran from warm waters (Alonso, 1996). Heleoplanktonic species frequently recorded in eutrophic planktonic environments. Distribution: Cosmopolitan (Margaritora, 1985), and frequent in the Iberian Peninsula, where it appears in low mineralised and turbid waters. Not frequent in reservoirs (Margalef et al., 1976). In Foix: Rare. It appeared in the plankton during autumn 1997, always at densities less than 1 ind/L (Table 2). Class Branchiopoda Latreille Family Eurycercidae Chydorus sphaericus (Müller, 1776) (Fig. 7) Ecology: Species inhabiting preferentially littoral or shallow waters, often associated to algae or macrophytes. Frequent in the plankton (Korovchinsky, 2000), where it has been related to the presence of Cyanobacteria (Hutchinson, 1967; Armengol, 1978; Alonso, 1996). It tolerates a wide range of environmental conditions (Margaritora, 1985), but shows poor tolerance to high chloride concentrations (Margalef, 1953; Margalef et al., 1976; Alonso, 1985). It feeds on flagellates, diatoms, and detritus. Distribution: Cosmopolitan. Widespread cladocerans in the Iberian Peninsula (Margalef et Alona rectangula G.O. Sars, 1862 (Fig. 7) Ecology: Heleoplanktonic species frequently associated to macrophytes, although it can swim (Armengol, 1978). It is more frequently found in small water bodies (Alonso, 1996), but also appears in turbid, eutrophic, planktonic habitats (Margalef, 1953; Armengol, 1978). Distribution: Holartic and Ethiopian species. It does not have a clear distribution pattern in the Iberian Peninsula (Armengol, 1978; Alonso, 1996). Rare in reservoirs. In Foix: Isolated records, mainly during mixing and always at low densities (i.e. 1 ind/L) (Table 2). Appeared near the bottom in November 1999. Family Moinidae Family Daphniidae Daphnia (Daphnia) galeata G.O. Sars, 1863 (Fig. 7) Ecology: Common species in lakes and small water bodies (Armengol, 1978; Alonso, 1996). Zooplancton of the hypertrophic reservoir of Foix 287 Figure 7. Cladocera species from the Foix Reservoir. A Chydorus sphaericus, cephalic capsule. B Alona rectangula. C Moina micrura. D Daphnia pulicaria, pecten. E D. galeata, pecten and postabdomen. F D. galeata, young individual. G D. magna, postabdomen. H D. magna. I Ceriodaphnia quadrangula. J C. quadrangula, postabdomen. Bars: 200 µm. Cladóceros del embalse de Foix. A Chydorus sphaericus, cápsula cefálica. B Alona rectangula. C Moina micrura. D Daphnia pulicaria, pecten. E D. galeata, pecten y postabdomen. F D. galeata, juvenil. G D. magna, postabdomen. H D. magna. I Ceriodaphnia quadrangula. J C. quadrangula, postabdomen. Barras: 200 µm. It is recorded in systems with a wide range of trophic states. Alonso (1996), however, relates presence of this species to eutrophic conditions. Distribution: Holartic and widespread in Spain. Very abundant in reservoirs (Alonso, 1996). It has been confused with D. hyalina (Margalef et al., 1976; Armengol, 1978). In Foix: Frequent. It presented densities between 0.01 and 17 ind/L. It was found during both mixing and stratified conditions (Table 2), without a clear temporal pattern. During autumn 1999, it was the only cladoceran present in the surface layers of the reservoir (Fig. 8). Daphnia (Daphnia) longispina (Müller, 1776) Ecology: Species inhabiting still or slow running waters, often associated to submerged macrophytes (Alonso, 1996). It is not frequent in eutrophic environments. Distribution: Paleartic species. Widespread in the Iberian Peninsula, especially in the Pyrenees and in Spanish reservoirs (Armengol, 1978). 288 Marcé et al. In Foix: Very rare. It was collected only on one single occasion, near the bottom, in January 2000 (Table 2). Daphnia (Daphnia) pulicaria Forbes, 1893 (Fig. 7) Ecology: Planktonic species found in permanent, clear, and low mineralised waters (Alonso, 1996). Distribution: Holartic cladoceran. Its taxonomic position is still controversial (Margaritora, 1985). It has been collected in Western Spanish reservoirs (Margalef et al., 1976). It is easily excluded when other cladocerans from the genus Daphnia are present. It is often found with D. magna (Margalef et al., 1976). In Foix: Very rare. It was collected on one single occasion, in March 1998 (Table 2), coinciding with the only record of D. magna. Daphnia (Ctenodaphnia) magna Straus, 1820 (Fig. 7) Ecology: Cladoceran often found in temporary waters (Margalef, 1953; Armengol, 1978). It is often associated with vegetation in windless, shallow, and warm locations (Armengol, 1978). Margaritora (1985) considers this species as an indicator of eutrophic conditions. Alonso (1996) defines this cladoceran as pollution-tolerant. Distribution: Holartic. In Spain it is mainly found in the eastern eutrophic reservoirs (Margalef et al., 1976). In Foix: Highly rare species in the reservoir, where it was collected once in March 1998 (Table 2), coinciding with the only record of D. pulicaria. Ceriodaphnia quadrangula (Müller, 1785) (Fig. 7) Ecology: This cladoceran inhabits any kind of water bodies, even temporary ones, where it is often found in plant beds (Margalef, 1953; Armengol, 1978; Alonso, 1985). As Armengol (1978) pointed out, Alonso (1996) considers that a poor developed taxonomy of the genus may explain the wide ecological distribution of C. quadrangula. Distribution: Holartic and Neotropical. Widespread. It is often recorded in reservoirs (Hutchinson, 1967; Armengol, 1978; Alonso, 1996). It is frequent in eutrophic Spanish reser- voirs. Its distribution does not follow any clear pattern (Margalef et al., 1976). In Foix: Frequent. Densities ranged 0.06-17 ind/L (Table 2). Densities during summer were marginally higher. In 1999, it peaked during stratification (Fig. 8). Maximum densities were found at larger depths after mixing. Similar patterns were found for C. sphaericus and B. angularis. Ceriodaphnia reticulata (Jurine, 1820) Ecology: Littoral species associated with macrophytes (Armengol, 1978; Alonso, 1996). It is often found in eutrophic conditions (Margaritora, 1985), and cannot survive in turbid systems (Alonso, 1996). Distribution: Holartic, Neotropical, and Ethiop. Rare in Spanish reservoirs, it has been collected in mineralized waters poor in chloride (Margalef et al, 1976). In Foix: It was found on one occasion in October 1997, in the riverine section of the reservoir (Fig. 1). Family Bosminidae Bosmina longirostris (Müller, 1776) Ecology: Euplanktonic species from lakes and reservoirs. It is also frequent in littoral margins, but is seldom found in plant beds. It has often been recorded in low mineralized and eutrophic systems (Armengol, 1978; Margaritora, 1985; Alonso, 1996). Distribution: Cosmopolitan. Widespread in the Iberian Peninsula and very frequent in Spanish reservoirs, although at low densities (Armengol, 1978; Alonso, 1996). It is not often collected in hypolimnetic layers (Margaritora, 1985). In Foix: Occasional. Densities ranged 0.01-1.8 ind/L (Table 2). The scarcity of records does not allow us to define a seasonal or spatial pattern. Class Copepoda Family Cyclopidae Acanthocyclops robustus (Sars, 1863) (Fig. 9) Ecology: This species inhabits the plankton of lakes, marshes, and small water bodies. However, Zooplancton of the hypertrophic reservoir of Foix 289 Figure 9. Acanthocyclops robustus from the Foix Reservoir. P1-P5 Pairs of swimming legs. Ant Antennula. SF Female genital segment. SM Male abdomen and furca. N Nauplius instar. Bars: 200 µm, except P5: 100 µm. Acanthocyclops robustus en el embalse de Foix. P1-P5 Pares de patas nadadoras. Ant Anténula. SF Segmento genital femenino. SM Abdomen y furca masculino. N Nauplius. Barras: 200 µm, excepto P5: 100 µm. it is considered as a littoral copepod, and records of this species in the plankton are available only since the 1970’s (Maier, 1996; Caramujo & Boavida, 1998). It is found in all kinds of waters (Alonso, 1985), but it prefers warm temperatures (Dussart, 1969). It is only abundant in the plankton in eutrophic conditions (Caramujo & Boavida, 1998). A. robustus is a predatory copepod (Armengol, 1978; Gliwicz & Umana, 1994; Hopp et al., 1997), but it also eats algae (Hopp et al., 1997). A surprising predatory behaviour on Daphnia eggs inside the brood pouch was described by Gliwicz & Stibor (1993). Distribution: Cosmopolitan. Acanthocyclops is the most abundant genus in Spanish reservoirs after the genus Cyclops (Armengol, 1978). It is more abundant in eutrophic waters, and can be found in waters of varied mineralisation. Taxonomy of the group robustus-vernalis is controversial (Fryer, 1985; Reed, 1986; Einsle, 290 Marcé et al. 1993; Dodson, 1994; Einsle, 1996; LescherMoutué, 1996; Caramujo & Boavida, 1998), and A. robustus & A. vernalis are often confused. In Foix: It was the only copepod species found in the Foix Reservoir during the period of study. Adult densities ranged between 0.1 and 98 ind/L (Table 2), with a peak approximately every six months (i.e. one during summer and another during winter). Copepodite densities of A. robustus almost matched adult dynamics (Table 2). Nauplii did not follow any clear temporal pattern. Both females and males avoided deep layers during mid-summer, and the temporal segregation during autumn is remarkable (Fig. 8). Densities of males and females were remarkably different throughout the whole period too. This sex-ratio could be explained by high temperatures in the reservoir (see Marcé et al., 2000), which favour male development (Dussart, 1969), helped by preferential accumulation of female individuals on the shores, as it has been found in some reservoirs (Fernández, 1996). Unfortunately, our data do not allow us to test these hypotheses. DISCUSSION The zooplankton community of the Foix Reservoir is characterized by a diversity of heleoplanktonic species, accounting for 50% of the taxa found. De Manuel (2000) found that heleoplanktonic Rotifera were very abundant in a survey of over one hundred Spanish reservoirs, so Foix does not have an unusual rotifer community. Low crustacean richness, and especially the presence of only one copepod species, characterise the zooplankton of Foix. A survey of over 100 reservoirs (Margalef et al., 1976) recorded this situation in only four locations (Margalef & Armengol, 1980). However, their sampling was only carried out once per season. A more intensive sampling programme would probably have collected more copepod taxa in these reservoirs. According to Margalef (1983), the presence of two or more copepod species in plankton of reservoirs is the most frequent situation. Figure 8. Density (ind l-1) depth-time plots for some cladocera and copepod species during 1999. The dotted line shows temperature profiles. Gráficos profundidad-tiempo para la densidad (ind l-1) para algunos cladóceros y copépodos durante 1999. La línea punteada muestra el perfil de temperatura. Low crustacean diversity could be a common feature of small reservoirs or the product of the extreme limnological characteristics of the Foix Reservoir (see Marcé et al., 2000). Dodson (1991; 1992) related crustacean richness in European lakes to basin morphology, finding a positive relationship between lake size and amount of crustacean species. However, no data 291 Zooplancton of the hypertrophic reservoir of Foix Table 3. Biomass (µg/L) for rotifera (Rotif.), copepoda (Copep.), and cladocera (Cladc.) in the station near the dam at each sampling date (month above, year below). Biomasses in 1999 were calculated integrating data for the whole water column. The percentage of total zooplankton biomass accounted for each group is also shown. Biomasa (µg/L) para rotíferos (Rotif.), copépodos (Copep.) y cladóceros (Cladc.) en la estación cercana a la presa en cada muestreo (mes arriba, año debajo). Las biomasas en 1999 se calcularon integrando los datos de toda la columna de agua. Se muestra también el porcentaje de la biomasa total de zoopláncton debida a cada grupo. 3 97 6 97 9 97 10 97 12 97 3 98 5 98 7 98 10 98 6 99 7 99 8 99 9 99 10 99 Rotif. % 36 74 3.1 1.7 0.4 0.8 14 38 0.4 0.1 6.6 5.7 0.6 0.3 53 18 1.1 2.8 11 6.9 6.6 2.2 6.0 2.3 22 3.4 4.8 17 1.5 2.9 3.0 49 0.3 15 Copep. % 13 26 143 77 54 95 21 519 100 58 99 86 163 67 188 66 173 226 67 35 249 134 81 23 876 74 77 23 Cladc. % 0.0 0.0 39 21 2.2 3.9 1.6 4.4 79 32 44 16 80 401 31 62 55 435 18 74 256 195 22 61 0.1 0.0 10 8.8 are available comparing both large and very small reservoirs. Dodson et al. (2000) postulated that crustacean richness varies with trophy, decreasing at high productivity (see also Jeppesen et al., 2000). Thus, low crustacean richness in the Foix Reservoir could be due both to its small size and extreme hypertrophy. Changes over time in species’ composition are also remarkable, except for copepods. Keratella cochlearis f. tecta and K. quadrata did not reappear after March 1998, whereas K. tropica and Lecane closterocerca appeared again in 1999. Benthic species were occasionally collected, such as Rotaria neptunia or Testudinella patina (Table 2). These species were abundant during high inflow periods, such as those occurred in March and June 1997 (Marcé et al., 2000). Rotifera richness was clearly higher during low residence time periods. For instance, in March 1997 12 rotifera taxa accounted for 74 % of total zooplankton biomass (Table 3). Chydorus sphaericus appeared in 1999, and increased cladoceran biomass, reaching the higher values for the whole period (Table 3). Regarding physical and chemical variables in the reservoir (Marcé et al., 2000), only turbidity was strongly different in 1999 compared to other years. Marzolf (1990) postulated turbidity as a key factor controlling zooplankton communities. T-student tests for biomass of different groups in thermocline and oxycline-defined layers gave 37 124 287 97 76 95 0.0 0.0 28 17 9.9 3.3 11 99 12 99 1 00 similar results, so only results from tests for thermocline will be given. Copepods were significantly more abundant (p=0.04, n=5) above both thermocline and oxycline during stratification in 1999. Test for cladoceran distribution (p=0.51, n=5) was strongly influenced by Chydorus biomass near the bottom in September. Rotifera did not show significant differences (p=0.22, n=5) due to high biomass in deep layers, mainly explained by Polyarthra spp., Filinia spp., and Brachionus angularis densities. The qualitative sample collected in the riverine section of the reservoir in October 1997 contained 7 species (6 rotifers and one cladoceran, see species description) not recorded near the dam. These were heleoplanktonic and benthic organisms, found in a shallow environments (1 m) rich in macrophytae (mainly Phragmites australis (Cav.)). Itura aurita aurita, a very rare rotifer in the Iberian Peninsula, was recorded here. A more frequent sampling in this reservoir section would have probably found more taxa not recorded here. The riverine section of new small reservoirs may act as new habitats for species’ dispersion and refuge, especially for microcrustacea and Rotifera, which have a high dispersal ability (Shurin, 2000; Shurin et al., 2000). These movements could have been important south of the Pyrenees during the second half of the 20th century, when more than 600 small reservoirs 292 Marcé et al. were built (MOPU, 1988) in a country where inland wetlands were scarce and isolated. Indeed, some planktonic rotifers first appeared in Spanish reservoirs during the 1980’s, such as Wolga spinifera and Filinia opoliensis. Others expanded their distribution, i.e. Keratella tropica and K. irregularis (Guiset & de Manuel, 1993). Unfortunately, the riverine section of the reservoirs was not included in the sampling designs of surveys conducted in the 1970’s and 1980’s. These surveys also focused on large reservoirs. Thus, we cannot establish the impact of these relatively new small reservoirs on the distribution of benthic and heleoplanktonic microfauna. Taxonomic studies in reservoirs should take into consideration spatial heterogeneity, if detailed taxa richness and time variability is required. Small Mediterranean reservoirs like Foix are strongly forced by climatic variability at short and medium time scales. Also, Spanish reservoirs are recent systems where colonization is still in progress (Guiset & de Manuel, 1993). This can introduce variability at larger time scales. ACKNOWLEDGMENTS This work has been possible through the financial support of Diputació de Barcelona. It has also been partially funded by the project REN2001-2185-CO2-O2 of the Science and Technology Ministery. The contribution 1999SRG 28 from the Generalitat de Catalunya is also greatly appreciated. We are thankful to the staff of ‘Parc del Foix’ for their help. We are also grateful to Maria Romero for her advice on zooplankton identification and counting. David Balayla also gave useful comments on early drafts and carefully revised the English manuscript. REFERENCES ALONSO, M. 1985. Las lagunas de la España peninsular: Taxonomía, ecología y distribución de los cladóceros. Tesisi doctoral. Universidad de Barcelona, 795 pp. ALONSO, M. 1996. Fauna Ibérica. Vol. 7: Crustacea, Branchiopoda. Museo Nacional de Ciencias Naturales (CSIC). Madrid. 486 pp. ARMENGOL, J. 1978. Zooplankton crustaceans in Spanish reservoirs. Verh. Internat. Verein. Limnol., 20: 1652-1656. ARMENGOL, J., J. L. RIERA & J. A. MORGUÍ. 1991. Major ionic composition in the Spanish reservoirs. Verh. Internat. Verein. Limnol., 24: 1363-1366. ARMENGOL, J., J. TOJA & A. VIDAL. 1994. 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Limnetica, 24(3-4): 295-304 (2005) © Asociación Española de Limnología, Madrid. Spain. ISSN: 0213-8409 295 Respuesta de la comunidad fitoplanctónica de una laguna ecuatorial hipereutrófica a la introducción de un nuevo ecodemo John Jairo Ramírez R. Universidad de Antioquia, Instituto de Biología. Apartado 1226. Medellín, Colombia. E-mail: [email protected] RESUMEN Se analiza el efecto de la introducción accidental del ecodemo Botryococcus braunii en la estructura de la comunidad fitoplanctónica de la laguna del Parque Norte, un cuerpo de agua raso e hipereutrófico tropical. ¿Cuál fue este efecto, si la comunidad fitoplanctónica en esta laguna siempre presentó una composición de especies pobre y supuestamente estable frente a tensores de diferente índole? Se prevé que, si como respuesta a la introducción la comunidad aumenta el orden y sustituye al dominante competitivo, entonces el ecodemo introducido constituye una entidad disipativa de la inestabilidad generada por su introducción y de la ya presente en el sistema. ¿Ocurrió esto? Efectivamente, pues la introducción generó una interacción asimétrica con las especies residentes y se constituyó en una fuente de entropía para los ecodemos dominantes actuales. Dado que el ecodemo introducido fue la única especie capaz de integrar adecuadamente la adquisición de energía y su acumulación, de oscilar menos dentro del sistema y de su comunidad y la única especie entre las presentes, en que las características de estructura disipativa eran más claramente reconocibles, ocurrió la exclusión de los antiguos dominantes. Estos pertenecían principalmente a las cianoprocariotas, entre los que destacaba Microcystis aeruginosa. Un dominante competitivo fue sustituido por otro más estable y adaptado. B. braunii puede entonces ser considerado una estructura disipativa, pues muestra un alto grado de uniformidad en tamaño, una talla relativamente grande, ciclo de vida largo, alto grado de continuidad (expresado a través de la dominancia en el sistema), mantenimiento de la máxima biomasa en relación a la entrada de energía y una menor oscilación de la misma al superar las pérdidas inducidas por diferentes factores. Palabras clave: laguna eutrófica tropical, fitoplancton, introducción accidental, entropía, disipación. ABSTRACT The effect of the accidental introduction of the ecodeme Botrycoccus braunii on the structure of the phytoplankton community of the Parque Norte lagoon is analyzed. This is a tropical, shallow and hypereutrophic body of water. If the phytoplankton community of this lagoon always presented a poor species composition supposedly stable enough to face different kinds of tensors, what was the effect of the introduction on the phytoplankton community? If the response is that the community increases the order and substitutes the competitive dominant, then the introduced ecodeme constitutes a dissipative entity of the instability generated by its introduction and of the system’s already present instability. Has such thing occurred? Indeed, because the introduction generated an asymmetric interaction with the resident species, and because this interaction constituted a source of entropy for the dominant’s resident ecodemes. Since the introduced ecodeme was the unique species able to integrate the acquisition and accumulation of energy, showed few oscillations within the system and its community and it was the unique species among the already resident species of the system that presented more clearly recognizable dissipative structure characteristics, this situation provoked the exclusion of the former dominants. These belonged mainly to cianoprokarionts among which Microcystis aeruginosa was important. A competitive dominantwas substituted by another more stable and adapted one. B. braunii can be then considered a dissipative structure because it showed a high uniformity in size, a relatively large size, a long life cycle, high continuity as expressed through its dominance in the system), maintaining of the maximum biomass in relation to the energy income, and a smaller biomass oscillation by surpassing the induced loss by different factors. Keywords: eutrophic tropical lagoon, phytoplankton, accidental introduction, entropy, dissipation. 296 J. J. Ramírez INTRODUCCIÓN Un lago es un sistema dinámico conformado por ecodemos interactuantes cuya finalidad es alcanzar un estado ordenado (uniformidad) y de baja producción de entropía, alta exergía y resiliencia (Johnson, 1981; Reynolds, 1997). A pesar de la capacidad de los sistema lénticos para organizarse a sí mismos, ninguno de ellos alcanza un estado de equilibrio reconocible, pues en general, por su condición de sistemas abiertos, se rigen por los principios de los sistemas de no equilibrio, donde el efecto de las perturbaciones de uno u otro tipo, desempeña un importante papel. Puede decirse entonces que los procesos de organización de la comunidad están fuertemente influenciados por fuerzas externas y que, bajo su acción, las comunidades retroceden a menudo a estados más primitivos de organización, pues se destruye momentáneamente parte de la exergía ganada en un espacio-tiempo determinado. Dicha destrucción ocurre para ajustarse a las prescripciones de la segunda ley de la termodinámica, esto es, disipar los gradientes de energía y/o materia “introducidos” por las perturbaciones de carácter biótico o abiótico. Como sistemas termodinámicos abiertos, los sistemas ecológicos deben obedecer la segunda ley en una de dos maneras: 1) deben disipar alta entropía de materia y energía desde sí mismos hacia sus ambientes, lo que los ajustará a la idealización de las estructuras disipativas; o 2) deben exhibir crecimiento espontáneo a través del tiempo. En este caso, se ajustarían a la idealización de la fase espacial expandiente. Los sistemas ecológicos exhiben ambas clases de conducta (Brooks & Wiley, 1988). Consecuentemente, los sistemas ecológicos exhiben un número de características de los sistemas termodinámicos que están lejos de la entropía máxima presente en los sistemas cerrados: muchas de sus conductas son irreversibles y la dinámica de tales conductas contiene un elemento estocástico probabilístico; están ligados a sus entornos por intercambios de energía que permiten el mantenimiento de una estructura organizada, y se hallan lejos de la máxima entropía en términos de intercambio de materia, debido a que los productos finales son eliminados desde o transportados a otras parte del sistema (Brooks & Wiley, 1988). La función de disipación en un sistema ecológico está conformada por una función de disipación externa y una función de disipación límite. Esta última tiene dos componentes: uno pertinente a la acumulación de biomasa independiente de los cambios en información genética, y el otro pertinente a la acumulación de información genética independiente de las consideraciones de biomasa. El funcionamiento biológico de cualquier clase envuelve los tres componentes. Sin embargo, dependiendo de la escala de tiempo escogida, los procesos biológicos pueden aparecer dominados por uno de ellos. Durante los intervalos cortos de tiempo, predomina la función de disipación externa. Los sistemas biológicos vistos desde esta perspectiva temporal (tiempo fisiológico) deben conformarse a la idealización de las estructuras disipativas, ya que la conducta está dominada por la disipación desde el sistema. Cuando visto en escalas intermedias de tiempo, predomina la acumulación de biomasa. Esto pertenece a una variedad de procesos biológicos que incluyen el desarrollo (tiempo ontogenético), la reproducción (tiempo generacional), y la sucesión de la comunidad y el turnover (tiempo ecológico). Finalmente, los procesos biológicos operando en intervalos de tiempo mayores (tiempo evolutivo) son dominados por la acumulación de información genética dentro del sistema por el componente biótico del mismo (Brooks & Wiley, 1988). La estabilidad es la capacidad de un sistema de retornar al estado basal después de una perturbación por un agente externo. El grado de estabilidad se caracteriza por la amplitud de la desviación a partir del estado inicial, la rapidez de la respuesta del sistema y la velocidad para amortiguar la desviación del estado basal inicial. Si el sistema es sometido a pequeños disturbios, y consigue resistirlos retornando a su estado basal o a algo próximo a él, se dice que el sistema es localmente estable. Pero los sistemas ecológicos están sujetos a perturbaciones de Efecto de la introducción un nuevo ecodemo fitoplanctónico mayor intensidad, lo cual requiere introducir un segundo tipo de estabilidad: la estabilidad global. Una región de estabilidad local presentará estabilidad global si el sistema después de grandes perturbaciones y una vez cesada la perturbación, regresa al mismo estado. No siempre ocurre esto último y uno de los problemas de la ecología es delimitar la estabilidad global para diversas comunidades (Krebs, 1985; Begon et al., 1990). Las comunidades estables son, por definición, aquellas capaces de persistir de la forma que son (Pimm, 1984), debido a las altas coherencia y resiliencia de que hacen gala. La estabilidad local de un sistema se prueba entonces aplicando pequeños disturbios y observando el resultado. Si el resultado obtenido difiere marcadamente de aquel que se presentaba cuando no había disturbio, se dice que el sistema es inestable y el efecto sobre las estructuras disipativas del sistema es notable, pues se dice que no “superaron” la entropía alóctona incorporada por la perturbación. Si el efecto del disturbio actual desaparece con el tiempo y la respuesta es similar, perturbado o no, se dice que el sistema es asintóticamente estable (Cunningham, 1963). La perturbación puede estar representada por factores individuales o por una asociación de ellos; en este trabajo está encarnada en la introducción de ecodemos extraños al sistema. Sin embargo, y en concordancia con Prigogine (1997), la concepción más apropiada de perturbación está ligada al concepto de inestabilidad, atado a su vez a la noción de caos y de probabilidad, tan opuestos a las de reversibilidad, determinismo y equilibrio presentes en la ecología y la limnología clásicas. La fuerza de estas concepciones tradicionales ha llevado a desconocer, más apropiadamente a olvidar, que las pequeñas perturbaciones o inestabilidades se amplifican y llevan a que unas trayectorias inicialmente cercanas se separen y se “bifurquen” siguiendo nuevos caminos. Estas son las estructuras de no equilibrio o estructuras disipativas caracterizadas por el concepto de irreversibilidad y las rupturas de simetría. Estas estructuras de no equilibrio sólo existen mientras el sistema disipa energía y permanece en 297 interacción con el exterior. Contrastan con las de equilibrio, como los cristales, que una vez formados, pueden permanecer aislados y son estructuras muertas, sin disipación de energía. La inestabilidad, el caos, la no causalidad nos obliga entonces a acercarnos, hoy, a un esquema probabilista más real (Prigogine, 1997). ANTECEDENTES Caracterización física y química La Laguna del Parque Norte (LPN; 06º 17’N – 75º 33.4’W) es un sistema raso con algunas irregularidades en el contorno (DL = 1.31), pendientes fuertes en las orillas, fondo plano, zona litoral pobremente desarrollada (Dv = 2.29) y alta inestabilidad en la columna de agua; por ello, se clasifica como un sistema polimíctico cálido continuo, que cede calor por convección al ambiente (Ramírez, 2000a). El mayor cambio perceptible en el ambiente físico posterior a la introducción fue el aumento en la penetración de luz que pasó de 0.20-0.30 m a toda la columna de agua (aproximadamente 1.60 m). A pesar de los cambios estructurales de la comunidad planctónica, variables ambientales como alcalinidad, conductividad eléctrica y pH han presentado siempre valores altos y poco variables, lo que muestra un sistema altamente tamponado, con una reserva alcalina considerable y poco dinámico desde el punto de vista de las variables mencionadas. Las altas conductividades (20002700 µS/cm, CV = 12%), alcalinidades (240-250 mgCaCO3/l, CV = 11.4%) y dureza (total = 101103 mgCaCO3/l, CV = 5.5%) indican aguas de composición iónica rica, cuyos valores son debidos básicamente a las altas concentraciones de calcio, magnesio, cloruros (480-750 mgCl/l, CV = 10%) y material disuelto en general (Ramírez & Díaz, 1994; Sánchez & Ramírez, 2000; Ramírez & Alcaráz, 2002). Este último se refleja en los valores medios de los sólidos totales disueltos (1187. 2 mg/l), los cuales corroboran que se trata de aguas altamente mineralizadas (Noreña & Ramírez, 2001). El pH en todas 298 J. J. Ramírez las colectas presentó valores básicos y poco variables (8.4-8.6, CV = 4%) debidos a la alcalinidad y conductividad altas. Caracterización biológica La LPN desde las primeras investigaciones (Ramírez, 1987) presentó densidades fitoplanctónicas altas y las algas del orden Chlorococcales fueron dominantes, estando representadas especialmente por Keratococcus bicaudatus; el valor de riqueza hallada en este año fue de 37 taxones, para una diversidad de 2.03 nats/ind y una equidad de 0.56. En un estudio efectuado dos años más tarde se observó como especies dominantes a Scenedesmus quadricauda y a Tetraedron minimum, y se obtuvo evidencia de blooms de Microcystis cf. aeruginosa, Aphanizomenon aphanizomenoides (Ramírez, 2000b) y Anabaenopsis (Ramírez, 1994); hubo además desaparición de algunas especies importantes en la primera investigación (principalmente Crucigenia tetrapedia). Para este periodo la riqueza disminuyó a 20 taxones, la diversidad a 1.49 nats y la equidad a 0.49. La biomasa media, estimada a partir de la clorofila a fue de 37.96 mg/m3 (Ramírez & Díaz, 1994). En 1991 fue introducida accidentalmente el alga verde Botryococcus braunii Kützing 1849, proveniente de un embalse oligo-mesotrófico situado a 2100 m.s.n.m, la represa La Fé. En un nuevo trabajo realizado en 1999 Corbacho encontró que B. braunii era la especie dominante (densidad media = 108 000 ind/l), acompañada por otras dos especies del mismo género: B. terribilis y Botryococcus sp. Como consecuencia de lo anterior, desaparecieron la mayoría de las clorococales anteriormente halladas, no se registraron más blooms de Microcystis ni otras cianoprocariotas y comenzaron a aparecer nuevos organismos en el fitoplancton, entre ellos algunas diatomeas (especialmente Cyclotella meneghiniana) y euglenofitas (Euglena oxyuris principalmente). La biomasa hallada durante este estudio (139.3 mg/m 3) fue 3.7 veces mayor que la de 1989. Si se acepta que sistemas con valores promedios de clorofila iguales o superiores a 100 mg/m3 son ambientes hipertróficos (Alvarez Cobelas & Jacobsen, 1992), los valores encontrados tipifican la LPN como un sistema de este tipo. Paralelamente a la introducción de B. braunii, se introdujo el copépodo calanoide Arctodiaptomus dorsalis, el cual desplazó al copépodo ciclopoide Thermocyclops decipiens, codominante en la comunidad zooplanctónica con el rotífero Brachionus plicatilis (Ramírez & Díaz, 1996-1997), quien ahora alterna la dominancia con A. dorsalis. ¿Por qué la comunidad fitoplanctónica de la LPN responde de esta manera a la “introducción” de una nueva estructura disipativa, representada por B. braunii, si siempre presentó una composición de especies pobre y supuestamente estable que implica una mayor conectividad y por tanto una mayor estabilidad, persistencia, resiliencia y resistencia al cambio? DISCUSIÓN Antes de comenzar, vale la pena destacar que dada la pequeña escala de los taxones del plancton, los fenómenos de la introducción de especies y sus consecuencias raramente son tenidos en cuenta en esta biocenosis; no en tanto, como se muestra en este artículo, el resultado es similar aunque poco documentado; en Colombia, por lo menos, jamás se ha publicado nada al respecto. La mayoría de los estudios referentes a este fenómeno en los sistemas acuáticos se han llevado a cabo en peces y en macrófitas. En ecosistemas acuáticos es bien conocido el trabajo de Zaret & Paine (1973) quienes documentaron la introducción de Cichla ocellaris, un pez cíclido nativo del río Amazonas, en el lago Gatún en Panamá. Esta especie asumió rápidamente la dominancia y redujo drásticamente la diversidad de la fauna autóctona. Según Ros (1991) en un porcentaje superior al 70 % de los casos estudiados, las especies exóticas de peces ocasionan el declive de la ictiofauna nativa. La introducción de especies ícticas ha ofrecido evidencia empírica a la teoría del control top-down en los ecosistemas acuáticos. Sin embargo, la eviden- Efecto de la introducción un nuevo ecodemo fitoplanctónico cia registrada en la presente investigación apoya la teoría del control bottom-up, es decir, aquel que se ejerce desde los productores del sistema. Cada sistema es un conjunto de diversos elementos, compartimientos o unidades, cada uno de los cuales puede existir en muchos estados diferentes, de manera que la selección de un estado está influenciada por los estados de los otros componentes del sistema, de los cuales formarán parte los componentes introducidos. Puede considerarse entonces que cualquier elemento de este conjunto que pueda adoptar distintos estados, automáticamente permanecerá, después de algún tiempo en el más estable de aquellos. B. braunii, así como A. dorsalis, son ecodemos, estructuras disipativas que compiten con las demás para incrementar la adquisición de energía desde el entorno y conservarla incrementando su biomasa y su número de individuos. Toda estructura disipativa tiende hacia un estado estable (aquel de menor producción de entropía) y al alcanzarlo desplazará a otros ecodemos menos efectivos en la disipación de la entropía introducida al sistema por las nuevas perturbaciones a las que se ve sometido. Un ecodemo como grupo organizado pretende alcanzar un orden (la uniformidad) y llegar al estado de mínima producción de entropía; a ambas condiciones se llega cuando el ecodemo se constituye en el conjunto dominante. En primera instancia, estos dos ecodemos parecen no interactuar. Según Johnson (1981), una especie heterotrófica, como A. dorsalis, tiende a inducir un incremento en el flujo de energía y a intensificar la fluctuación en las especies de que se alimenta. Vistas de esta manera, estas fluctuaciones pudieron favorecer las condiciones para que B. braunii ampliara su nicho y alcanzara la condición de ecodemo dominante actual en el sistema. Vale la pena recordar que, según los postulados de la ecología teórica, el éxito alcanzado por una especie introducida está determinado por el binomio colonización-extinción (nicho vacío-nicho ocupado, nicho fundamental-nicho realizado y cambio ontogenético del nicho). Según los postulados termodinámicos, cualquier interacción entre sistemas o subistemas 299 incrementa la entropía, lo cual va en contra de la meta individual de disminuir la producción de la misma. La interacción asimétrica entre la especie fitoplanctónica introducida y las residentes constituye pues una fuente de entropía. La alternativa para disminuir su incremento sería entonces evitar la interacción, lo cual, en el sistema LPN es bastante improbable, primero por la condición polimíctica del sistema, y segundo por la invasión de las fronteras del nicho de las especies residentes dominantes por la introducida. Como consecuencia de la interacción desigual ocurre una exclusión real de los antiguos dominantes. El nuevo dominante es la única especie capaz de integrar adecuadamente la adquisición de energía y su acumulación, siendo la que oscila menos dentro del sistema y de su comunidad, la más cercana al estado estable y la única en que las características de estructura disipativa son más claramente reconocibles (Johnson, 1981). B. braunii posee las características necesarias para ser considerado como tal, pues muestra un alto grado de uniformidad en tamaño, una talla relativamente grande, ciclo de vida largo, alto grado de continuidad (expresado a través de la dominancia en el sistema), mantenimiento de la máxima biomasa en relación a la entrada de energía y una menor oscilación de la misma al superar las pérdidas inducidas por diferentes factores. Todas estas características corresponden a un estratega del tipo S (Ramírez & Corbacho, 2004). Las dos últimas propiedades demuestran que la resiliencia y coherencia de la especie son altas. Vale la pena resaltar que los estrategas S son más resistentes y persistentes frente a las perturbaciones, pero si la inestabilidad generada es frecuente e intensa, tendrán poca capacidad de recuperación (resiliencia y elasticidad bajas) cuando comparados con los estrategas C que tienen poca resistencia a las inestabilidades, pero alta resiliencia debido a sus altos tiempos de renovación (Begon et al., 1990). Un cuerpo de agua léntico puede considerarse, en cierta medida, como una isla que responde a las condiciones estipuladas en la teoría de la Biogeografía Insular. Esta teoría postula que la introducción de una especie puede conducir a 300 J. J. Ramírez la desaparición de una o varias especies, con o sin efecto en el nicho de las especies nativas; desaparición de una o varias especies por alteración de la cadena trófica del sistema; y finalmente, al establecimiento de la especie invasora debido a su capacidad para convertirse en una estructura disipativa adecuada. A todas luces, lo sucedido en la LPN se ajusta a la segunda y tercera consideración. Se reconoce que una perturbación o inestabilidad ha ocurrido determinando la calidad de la respuesta de las especies de alto nivel en el sistema; esta respuesta se juzga por la resiliencia y la persistencia estructurales de la comunidad frente a la severidad de la instabilidad, y se califica en términos bien sea de una alteración de la biomasa total o de su redistribución entre las especies presentes (Reynolds, 1997). Si la primera es muy débil o la última muy fuerte, la sucesión continuará su ruta normal y se puede concluir que la comunidad “asimiló” el impacto y mantuvo su estructura. En general, y debido al efecto de las perturbaciones, lo que se observa son una serie de episodios sucesionales que avanzan hasta que ocurra un evento de magnitud suficiente que demore, detenga o desmantele abruptamente el desarrollo sucesional corriente. En nuestro caso, todas las evidencias indican que la comunidad no demoró ni detuvo su desarrollo sucesivo corriente, pero dada la sustitución de un dominante por otro perteneciente al mismo tipo ecológico (estratega S), pero más eurioico que el primero (Microcystis), el desarrollo sucesional fue desmantelado abruptamente, aunque permaneciendo en un estado estable de baja diversidad. La permanencia en este estado se ajusta a lo especificado por Sommer et al (1993) en cuanto a que una sola especie (el ecodemo introducido) contribuye con más del 80% de la biomasa total, su presencia ha persistido por largo tiempo (> 1-2 semanas) y durante este periodo la biomasa total no se ha incrementado significativamente. Dado que la exergía acumulada en un sistema (entendida como una medida de orden) es un evaluador de su resiliencia a la perturbación, puede decirse, en concordancia con los postulados de Reynolds (1997) que, posterior al evento de introducción, ambas propiedades son altas en el sistema LPN. Un estimador de dicha magnitud es la ausencia de fluctuaciones fuertes en la densidad de B. braunii en el ciclo anual (Ramírez & Corbacho, 2004) debidas a la transferencia ininterrumpida de recursos del sistema Figura 1. Representación esquemática de las posibles trayectorias seguidas por un sistema dinámico antes y después de la rotura de simetría ocasionado por un disturbio. A schematic representation of the possible trajectories followed by a dynamic system before and after the breaking of symmetry caused by a disturbance. Efecto de la introducción un nuevo ecodemo fitoplanctónico a la biomasa del ecodemo dominante (Fig. 1). Esta transferencia ocurre por la condición autóctona del sistema, la cual conduce a oscilaciones mínimas representadas por las bajas variaciones temporales de los atributos físicos y químicos principales. El sistema funciona entonces como un absorbedor de choques en el que la adquisición de energía iguala a la disipación de la misma. Y aunque los organismos presenten inicialmente fluctuaciones drásticas, éstas serán cada vez menores. Se podría pensar que una especie introducida en un sistema actúa a la manera de una piedra, creando ondas circulares que se alejan cada vez más de su centro. Estas ondas representarían la amplitud del nicho de la especie y en sus fronteras la posibilidad de defensa contra la invasión de otras especies y la posibilidad de interacción, son menores. Si no hay exclusión es porque las ondas “regresan” a su centro y expulsan a la especie invasora al igual que expulsarían a la piedra del sistema para recuperar el flujo de entropía normal al cual las especies residentes están adaptadas. En el plancton dicho símil parece no funcionar, como lo expresa la “paradoja del plancton”; sin embargo, es necesario tener en cuenta que la paradoja no predice nada respecto a la introducción de especies extrañas. La experiencia con la introducción de plantas y animales a nuevos ambientes ha demostrado que, a corto plazo, la respuesta generalmente involucra profundos cambios ecológicos, debidos a la imposibilidad de eliminar las interacciones bien sea entre partículas o ecodemos. En palabras de Prigogine (1997), si se pudieran eliminar, el universo sería isomorfo a un universo de partículas libres, y esto sería tan incoherente que no habría química, ni biología, ni culturas humanas. Igualmente, parafraseando a Margalef (1983), un nuevo ecodemo en un sistema podría considerarse como un agente perturbador externo, un factor de estrés, de inestabilidad, de tensión que fuerza a la comunidad establecida a no seguir gobernándose por sus leyes internas y que tiende a minimizar las consecuencias de tal tensión. Si la tensión es transitoria el sistema retornará a 301 una situación similar a aquella que ostentaba, es decir, el ecodemo será eliminado por la presión de los residentes. Si el ecodemo perturbador es mejor competidor que los locales, el sistema ecológico puede quedar acoplado funcionalmente al ecodemo forzador, separado de él por una frontera a través de la cual el intercambio no es asimétrico; esta asimetría de intercambio lo lleva a ser el dominante. Todo factor que no ha estado presente en la evolución de un ecosistema puede ser entonces un factor de tensión; este concepto incluye moléculas orgánicas inusitadas o especies de origen alóctono. Podría también pensarse que la introducción, entendida como una perturbación externa, creó una bifurcación (posiblemente incompleta), es decir, un rompimiento del estado estable anterior. Esta nueva condición cambió la historia determinística del sistema (un ciclo de dominancias alternadas y en cierta forma predecibles, marcado por los cambios de intensidad en la mezcla) por una probabilística en la cual uno de los posibles caminos a seguir luego de la bifurcación fue la dominancia de B. braunii para quien, según se mencionó anteriormente, la polimixis del sistema no es un disturbio que pueda romper el estado estable y el nivel de exergía alcanzado por la comunidad (Fig. 2). Para Prigogine (1997) una propiedad de las bifurcaciones es su sensibilidad, ante pequeñas variaciones en la naturaleza del sistema, las cuales llevan a la elección preferente de una de las ramas. Este es un camino irreversible hasta que una nueva perturbación genere un nuevo nivel entrópico no menguado por las estructuras disipativas presentes en el sistema y origine un nuevo rompimiento de simetría. Por lo pronto la irreversibilidad lograda, lleva a nuevos caminos de orden, representados en la dominancia de la especie introducida. B. braunii ha sido catalogada por Hutchinson (1967) como un ecodemo de condición eurioica, lo que explica su capacidad interactiva asimétrica y la posibilidad de ampliar las fronteras de su nicho a expensas de la exclusión de otros organismos mejor adaptados a las condiciones previas de entropía, concretamente. Los ecodemos excluidos 302 J. J. Ramírez Figura 2. Representación esquemática de la solución que alcanzó el sistema Laguna del Parque Norte frente al desafío representado por la introducción de la entidad disipativa B. Braunii. Schematic representation of the solution that the Parque Norte Lagoon system reached in front of the challenge that represents the introduction of the dissipative entity, B. braunii. no pudieron entonces disipar la nueva entrada de energía ni contrarrestar el desorden, por ello, fueron sustituidos por otros que sí lo hacen. Según Quirós (2002) los cambios en la estructura ecosistémica son una muestras de resiliencia frente a un cambio en el ambiente de nutrientes de un lago. No es este el caso en esta investigación, pues como se mencionó, salvo el cambio en el clima óptico del lago, las demás condiciones físicas y químicas permanecieron inalteradas. Es menester recordar que para Aoki (2000), la producción de entropía de un lago por unidad de volumen del mismo no sólo aumenta con el enriquecimiento de nutrientes sino también con los incrementos de biomasa. Para este mismo autor, las cianoprocariotas y otras algas formadoras de blooms son mecanismos ecosistémicos naturales dirigidos a aliviar los cambios en el ecosistema y a maximizar las estructuras disipativas (número de organismos y biomasa) frente a gradientes externos. La LPN posee entonces una tasa alta de producción de entropía, representada en la carga interna de nutrientes, acentuada por su condición de trampa de sedimentos y su bajo tiempo de residencia. Dicha carga funciona como las corrientes ascendentes de nutrientes en algunas regiones marinas, las cuales son disipadas por especies de peces (como la anchoveta en el Perú) y cuya dominancia disminuye drásticamente la diversidad. Algo similar se presenta en los lagos dimícticos y monomícticos, en los que la mezcla inyecta en el epilimnion una carga grande de entropía que se disipa en los blooms algales posteriores y en la disminución de la diversidad del sistema. Esta última consecuencia asegura tasas de flujo de energía relativamente bajas, que a su vez dan lugar a acumulaciones de energía capa- Efecto de la introducción un nuevo ecodemo fitoplanctónico ces de ser reducidas por un invasor apropiado, a la manera de lo ocurrido con los pinzones de Darwin en las islas Galápagos y con B. braunii en el cuerpo de agua estudiado. El nivel de dominancia presente en la LPN es debido según Johnson (1981) a la entrada alta y homogénea de energía que es el origen de un ecosistema con pocas especies, pero biomasa alta. Cobra fuerza entonces la afirmación del mismo autor en el sentido de que la dominancia que reduce el flujo de entropía en un alto grado, será más efectiva en disminuir la diversidad. La autonomía del sistema permitirá la acumulación de biomasa y la construcción de un momento significativo de amortiguación. En cualquier sistema material aparecen interacciones y mecanismos cibernéticos y, con ellos, acumulaciones de información. Los organismos, el desarrollo de los meandros en un río, la complejidad creciente de la corteza terrestre mediante sucesivas épocas de orogénesis son dispositivos de almacenamiento de información del mismo modo que los son los sistemas genéticos. Son entonces sistemas auto-organizadores. En cualquier caso los sistemas cibernéticos que existen de un modo natural deben poseer la capacidad de persistir y, en general, a partir de la teoría cibernética se deduce que cualquier sistema que pueda adoptar diferentes estados, automáticamente permanece en, o adopta después de algún tiempo, el más estable de aquellos estados (Margalef, 1983). Esto es lo que sucedió en el sistema ecológico considerado en este trabajo. CONCLUSIONES En respuesta a la pregunta realizada puede decirse que la comunidad de la LPN respondió de la forma en que lo hizo porque no es resiliente ni coherente ni poseía estabilidad global. Sólo poseía estabilidad local, resiliencia y conectividad bajas. Si una comunidad no equilibrada es entonces aquella en que la abundancia de especies cambia continuamente, lo que hace impredecible su estructura, la comunidad planctónica de la LPN no lo es, al menos por perio- 303 dos de tiempo muy grandes. Llega a serlo, cuando casos como el ocurrido desplazan el sistema hacia otro nivel de entropía no soportado por las especies dominantes residentes. Además, la introducción del ecodemo B. braunii ocasionó un nuevo nivel de entropía que la comunidad no resistió y que fue generado por la interacción de la especie introducida que sí alcanzó la condición de estructura disipativa al aumentar su biomasa, adaptarse a las nuevas condiciones dada su condición eurioica; esta especie constituyó entonces una entidad disipativa que incrementó el orden de la comunidad por ser un estratega S de alta resistencia al cambio, mayor persistencia, pero resiliencia y variabilidad bajas. La LPN es entonces un sistema ecológico con un dominante competitivo en el fitoplancton, siendo por tanto una comunidad controlada por la dominancia. Todo indica que, dado que el dominante fitoplanctónico permanece bajo esa condición durante casi todo el ciclo anual, la perturbación presente (encarnada en la polimixis) se ha constituido para él más en un recurso que en un disturbio. BIBLIOGRAFÍA ALVAREZ COBELAS, M. & B. A. JACOBSEN. 1992. Hypertrophic phytoplankton: an overview. Freshwater Forum, 2: 184 – 199. AOKI, I. 2000. Entropy and exergy principles in living systems. In: Thermodynamics and ecological modeling. S. E. Jorgensen (ed.): 167-190. Lewis Publishers, CRC Press. Boca Raton, Florida, USA. BEGON, M.; J. L. HARPER & C. R. TOWNSEND. 1990. Ecology. 2 nd ed. Blackwell Scientific Publications. London. 945 pp. BROOKS, D. R. & E. O. WILEY. 1988. Evolution as entropy. Toward a unified theory of Biology. 2nd ed. Chicago: The University of Chicago Press. 451 pp. CUNNINGHAM, W. 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[email protected] RESUMEN A partir de los muestreos de vegetación acuática llevados a cabo en 59 estaciones localizadas en la Cuenca del Segura durante el periodo 1998-2004, y teniendo en cuenta la tolerancia a la contaminación orgánica y por tanto el valor indicador de los táxones recolectados, se ha elaborado un índice (IM) para su utilización como índice de calidad que no requiere una especialización taxonómica importante y es de fácil aplicación, aunque su uso en otras regiones o cuencas hidrográficas podría requerir importantes ajustes. Palabras clave: macrófitos; ríos; índice biótico; índice de macrófitos (IM); Cuenca del Segura; calidad ecológica del agua ABSTRACT Samples of aquatic vegetation (macrophytes) were collected in 59 sampling sites located in the Segura River Basin (SE Spain) between 1998 and 2004 Keeping in mind the tolerance to organic pollution of each taxon and hence, their indicative value, an index of macrophytes (IM) has been elaborated. The index was designed to evaluate water quality in streams and rivers, can be easily calculated and little taxonomic expertise is required. However, its use in other regions may require major adjustments. Keywords: macrophytes; rivers; biotic index; index of macrophytes (IM); Segura Basin, water ecological quality INTRODUCCIÓN Todas las comunidades biológicas que habitan un ecosistema son susceptibles de informar sobre la calidad ambiental del mismo y sobre su estado de conservación. Sin embargo, habitualmente se ha prestado más atención a unas comunidades que a otras en base a su facilidad de identificación, o por albergar muchas especies con alto valor indicador. En los ecosistemas acuáticos, prácticamente la totalidad de comunidades o grupos biológicos han sido utilizados para evaluar la calidad del agua (p.e. Rosenberg & Resh, 1993; Holmes et al., 1998; Kelly et al., 1998) aunque con diferente éxito. Los macroinvertebrados (p.e. Armitage et al., 1983; Metcalfe, 1989; Wright et al., 1998) y las algas diatomeas (p.e. Kutka & Richards, 1996; Pan et al., 1996; Wu, 1999) han sido los grupos mayoritariamente utilizados debido a su mejor conocimiento y/o facilidad de identificación, su ubicuidad, por ser sedentarios y por tanto altamente sensibles a contaminaciones eventuales o esporádicas, a la diversidad de amplitud de sus ciclos de vida, y por mostrar diferentes grados de tolerancia a la contaminación orgánica y otros tipos de alteraciones del medio. Los macrófitos, en el sentido funcional de Margalef (1983), constituyen un grupo de organismos que se organizan en los ecosistemas acuáticos en formaciones más o menos complejas pero fácilmente identificables. Margalef (1983) identifica diferentes formas 306 Suárez et al. biológicas y tipos de comunidades vegetales ligadas al agua (micrófitos y macrófitos), utilizando tanto su posición en el medio acuático (neuston, pecton, plocon, pleuston, etc) como aspectos funcionales relacionados con su capacidad para usar distintas fuentes de carbono (rizófitos, limnófitos, anfífitos, etc). Las comunidades de macrófitos se han utilizado pocas veces como indicadores de calidad, y la mayoría de ellas en otros ecosistemas acuáticos diferentes a los ríos. Así, Linton & Goulder (2000) y Goulder (2000), utilizaron a los macrófitos acuáticos (incluyendo las formas helófitas) para elaborar un índice de conservación botánico (Botanical Conservation Index) en pozas y charcas ganaderas de Inglaterra, a la par que Amorós et al. (2000) lo hicieron para humedales ribereños. En lagos, Nichols et al. (2000) han propuesto el “Aquatic Macrophyte Community Index” (AMCI) utilizando parámetros como profundidad de crecimiento del macrófito, diversidad, cobertura etc. En ríos y arroyos, hasta nuestro conocimiento, Haury et al. (1996) propusieron un índice de macrófitos para estimar la calidad del agua de los ríos de Francia que actualmente esta siendo estandarizado (Lafont, 2001). Asímismo, Holmes (1996) y Holmes et al. (1999) han propuesto el MTR (Mean Trophic Rank) calculando el valor indicador de las especies de macrófitos en ríos de Inglaterra. Jarvie et al. (2002) aplicaron este índice en la cuenca alta del Río Támesis con buenos resultados en la discriminación de tramos contaminados por plantas de tratamiento de residuos. Más recientemente Schneider & Melzer (2003) han propuesto un nuevo índice trófico de macrófitos (TIM) para evaluar el estado trófico de los ríos. En todos los casos, estos índices demandan un conocimiento taxonómico importante puesto que requieren la identificación de táxones a nivel de especie y/o género. En este trabajo se describe el desarrollo de un índice de calidad utilizando a los macrófitos acuáticos, que puede ser calculado fácilmente en el campo y que no requiera una alta especialización taxonómica. El índice se deno- mina abreviadamente IM. Se aplica a la Cuenca del Segura y se comentan algunas de sus características y limitaciones. MATERIAL Y METODOS Se han tomado muestras de macrófitos en un total de 59 estaciones de muestreo localizadas en distintos tipos de cuerpos de agua en la Cuenca del Segura (ríos permanentes, temporales, fuentes, embalses, canales, etc). El periodo de muestreo abarca desde el año 1998 hasta 2004. Cada estación fue visitada, al menos una vez y, la mayoría entre 4 y 6 veces. En la Tabla 2, se presentan los datos para su localización geográfica, algunos parámetros físico-químicos medidos y los valores de varios índices de calidad biológica calculados (índice de macroinvertebrados, IBMWP, AlbaTercedor & Sánchez-Ortega, 1988; AlbaTercedor et al., 2002; índice de calidad de la ribera, QBR, Munné et al. 2003 e IM). En cada una de las estaciones de muestreo se tomaron datos sobre distintas variables físicoquímicas. La salinidad y la conductividad se midieron in situ utilizando un conductivímetro YSI-33. Para las medidas de los nutrientes se recogieron muestras de agua, por triplicado, que una vez filtradas, se guardaron a 5 ºC para posteriormente analizar las concentraciones de nitratos, nitritos, amonio y fósforo reactivo soluble según A.P.H.A., (1985); Golterman, et al., (1978) y Wetzel & Likens (1991). Para establecer las relaciones entre el IM y las variables físico-químicas medidas y los índices aplicados (IBMWP y QBR) se utilizó el índice de correlación de Spearman tras constatar que algunas variables no cumplían el requisito de normalidad. Con el fin de comprobar si existían diferencias entre los valores medios del IBMWP de los grupos de estaciones incluidos en las distintas clases de calidad del IM, se utilizó un análisis de la varianza (ANOVA) y el test de Holm-Sidak, de comparación par a par, tras comprobar la normalidad de las variables mediante el test de Kolmogorov-Smirnov. La Un índice de macrófitos para la cuenca del Segura homogeneidad de las varianzas se comprobó mediante el Levene Median Test. Descripción del Indice de Macrófitos (IM) Formalmente el término macrófito incluye a fanerógamas, briófitos, pteridófitos y algas macroscópicas, como los Carófitos (Wetzel, 2001), aunque para el objeto de este trabajo se han considerado igualmente algunas algas que forman agregados visibles a simple vista. Para la recogida de este material en el campo no se requiere un nivel importante de entrenamiento, únicamente saber distinguir las formaciones de los organismos que constituyen las diferentes comunidades (plocon, pecton, perifiton, etc.). Para calcular el IM en el campo es necesario seguir un protocolo que se presenta detallado en el Apéndice 1. No obstante, hay varios puntos básicos a destacar. En primer lugar, se trata de seleccionar un tramo de 100 m que incluya la mayor variedad de hábitats posibles (pozas, rápidos, remansos, etc.). La mejor época del año para llevar a cabo el muestreo es primaveraverano donde se detecta la mayor diversidad y crecimiento de los macrófitos. La recogida y posterior almacenaje del material, requiere diferente metodología según se trate de pecton, plocon, etc (ver anexo 1). Para aplicar el índice, se consideran principalmente a los hidrófitos en el sentido de Font Quer (1985), evitando a los helófitos aunque, alguno de ellos en su fase juvenil más subacuáticas han sido incluidos en el índice (como es el caso de los berros: Nasturtium, Apium, etc). Para el cálculo del índice no es necesaria la identificación específica de cada taxon, entre otras razones porque limitaría su objetivo de facilidad de aplicación. El nivel taxonómico requerido es diferente según el grupo considerado y siempre se ha optado por el mayor posible que conservara un valor indicador (familia, orden, género, e incluso categorías sin valor taxonómico como perif iton). Se asume sin embargo, que dentro de cada grupo taxonómico existen especies que no se corresponden con el valor indicador asignado. 307 El IM es un índice aditivo que tiene en cuenta el valor indicador de los táxones, grupos o formaciones consideradas, la diversidad funcional-morfológica de los macrófitos, en el sentido de ocupación y organización del espacio fluvial, y su abundancia, por lo que hay que recoger información semicuantitativa de la cobertura de cada uno de los grupos. En concreto se han establecido tres porcentajes de cobertura: < 5 %; 5-50 %; y > 50 %. El valor indicador de cada taxon o grupo se ha establecido de acuerdo a los valores físico-químicos obtenidos en los muestreos realizados en los ecosistemas acuáticos de la Cuenca del Segura y datos de otros estudios generales y específicos sobre los distintos táxones y grupos (Aboal, 1985; 1986; 1988 a y b; 1989 a, b y c; 1991; Cambra & Aboal, 1992; Cirujano & Medina, 2002; Moreno et al., 2001). Igualmente se han utilizado datos autoecológicos bibliográficos (p.e. Verhoeven, 1979; Brock, 1981; 1982; Van Vierssen, 1982; Brock & Casanova, 1991; Schneider & Melzer, 2003). El valor indicador asignado es, por tanto, una ponderación de toda la información recogida. El índice se presenta en forma de tabla para facilitar su cálculo (ver Apéndice 2), en la que se presentan los valores que adquiere cada grupo o taxon en función de la cobertura que ocupa en la estación de muestreo (100 m). El cálculo final se obtiene sumando las puntuaciones parciales de cada grupo. Si en la estación de muestreo aparecen dos o más táxones incluidos en la misma entrada (línea) hay que considerar que sólo puntúa una vez. La cobertura, sin embargo, será la total ocupada por todos los táxones incluidos en la línea. Una primera propuesta del IM fue presentada en el X Congreso de la Asociación Española de Limnología (Moreno et al., 2000) celebrado en Valencia. Clases de calidad del IM Para el IM se han establecido 5 clases de calidad (Tabla 1) que se corresponderían con las cinco recomendadas por la Directiva Marco del Agua (Comisión Europea, 2000). Las clases de cali- 308 Suárez et al. Tabla 1. Clases de calidad definidas para el índice de macrófitos (IM). Quality classes according to the index of macrophytes (IM). Clases de Calidad Nivel de calidad Valor del IM Color I II III IV V Muy buena Buena Aceptable Mala Muy mala >30 21-30 13-20 5-12 <5 Azul Verde Amarillo Naranja Rojo dad se han definido para la Cuenca del Segura y según la experiencia de los investigadores en el campo y tras la observación de los cambios de la vegetación acuática con los de la calidad del agua. Así, estas clases están sujetas a revisiones futuras, y aún más si se pretende utilizar en otras regiones geográficas. abastecer el regadío, ha provocado la “inversión” anual de los caudales. Esta demanda ha alterado la práctica totalidad de los cauces por la construcción de embalses, lo que unido a la entrada del agua externa al sistema, a través del Trasvase Tajo-Segura complica el panorama ambiental de la Cuenca del Segura. El área de estudio RESULTADOS El estudio se ha llevado a cabo en la Cuenca del Segura situada en el sureste peninsular que abarca un superficie de 14 431 km2, de relieve irregular y clima marcadamente mediterráneosemiárido (precipitación media anual en torno a 300 mm/año) (Vidal-Abarca et al., 1987). La cuenca se asienta sobre materiales fundamentalmente detríticos, de naturaleza caliza y margoarcillosa, fácilmente erosionables. La red fluvial es muy compleja e incluye cauces con diferente grado de permanencia del flujo de agua (Vidal-Abarca et al., 2004) que, en términos generales sigue un modelo típicamente mediterráneo, aunque el exhaustivo control del agua por parte de los embalses para La aplicación del IM a los ríos de la Cuenca del Segura dio como resultado que el 43 % de las estaciones se encontraban con una calidad I y II (muy buena = 22.4 % o buena = 20.7 %), mientras que en el 15.5 % la calidad era muy mala (clase V). El valor máximo para el índice (41) se obtuvo en el Arroyo de Yeste (estación 541 en Tabla 2), un cauce de primer orden situado a 798 m de altitud en el noroeste de la cuenca. El valor mínimo para el índice se obtuvo en los Chorros del Río Mundo (estación 144 en Tabla 2), un cauce temporal de alta calidad físico-química (Vidal-Abarca et al., 1991) y biológica (QBR = 100; IBMWP = 162). Table 2. Nombre, localización geográfica, parámetros físico-químicos y valores de los índices biológicos medidos en las estaciones de muestreo de la Cuenca del Segura. Name, geographical location, physico-chemical parameters, and values of the biological indexes measured at the sampling sites of the Segura Basin. Código Localidad 1 3 11 17 37 109 113 120 R. Segura Nacimiento. R. Segura después R. Madera R. Segura La Graya Río Segura. Gallego Rª Judío R. Madera Venta Pescador R. Madera desembocadura R. Zumeta Santiago Espada Altitud X UTM Y UTM (m) Hidrologia tipología IM IBMWP QBR Conductividad fosfatos nitratos nitritos amonio 25 ºC (µS/cm) (µg/l) (µg/l) (µg/l) (µg/l) 1400 1020 526325 4216300 534650 4224485 Permanente Permanente arroyo río 18 36 93 254 40 95 306 337 18.2 11.9 454 496 0.3 1.4 0.0 0.0 620 456 150 1160 1020 1140 553425 586573 636868 534000 534576 538650 Permanente Permanente Permanente Permanente Permanente Permanente río río rambla río río río 24 18 10 8 24 24 117 207 16 113 245 184 95 100 75 95 75 55 400 398 8618 443 384 517 3.9 21.0 707.6 5.8 1.8 6.3 386 365 766 40 135 872 2.3 8 54.2 0.8 1.7 0.2 0.0 64.0 579.4 0.0 1.4 0.0 4239230 4252058 4238094 4232625 4225334 4215200 309 Un índice de macrófitos para la cuenca del Segura Table 2. Continuación. Continuation. Código Localidad 128 132 143 144 152 158 164 172 180 188 191 193 194 204 205 215 221 237 244 260 275 285 306 309 310 315 317 318 331 343 381 437 476 477 478 481 528 529 535 536 537 538 539 540 541 542 543 544 546 547 548 Altitud X UTM Y UTM (m) R. Tus Baños 800 R. Taibilla La Tercia 950 Ayo. de la Vega 1200 R. Mundo Chorros 1040 R. Mundo Alejos-Alfera 806 R. Viñazos. Nacimiento. 1050 Ayo. Madera Paterna 940 R. Mundo Ayna 650 R. Mundo Agramón 350 R. Benamor. Nacimiento 1200 Ayo. Salinas Zacatín 1150 R. Benamor Somogil 680 Rio Alhárabe 810 R. Argos Archivel 860 Fte. Marqués 630 R. Argos La Florida 260 R. Quipar Encarnación 710 Rª Tinajón 100 R. Mula Ucenda 400 R. Mula Baños 230 R. Mula Alguazas 75 Rª Perea Caputa 410 R. Pliego la Plata 200 R. Luchena antes R. Turrilla 540 R. Turrilla Nacimiento. 750 R. Corneros Fuensanta 650 Rª Torrealvilla 350 Rª del Estrecho 476 Rª Puerto Cadena 350 Rª Salada 140 Rª Moro Embalse 230 Rª Albujón 0 Rª Pastrana (Morata) 320 Rª Majada 60 Rª Reventón 100 Río Amir 340 Rª Miranda 0 Rª Garruchal 100 R. Argos. Las Oicas 780 R. Chícamo. Nacimiento 340 Rio Chícamo. La Umbría 290 Río Chícamo. Mahoya 166 Arroyo Blanco 1060 Arroyo Tercero 1020 Arroyo de Yeste 798 Arroyo Yeste II 798 Rio Turrilla 501 Rambla de los Serranos 140 Rambla del Cárcabo 350 Arroyo de la Peña Palomera 804 Rio Segura. Cañaverosa 275 550511 555850 543500 549200 565237 562850 561600 581250 618500 573435 576861 587772 588816 592979 598654 615206 597882 649757 616270 637851 654021 631295 631900 595685 595685 596431 614847 610372 661805 666110 642962 688267 633500 646000 644400 628700 688220 670100 590847 674900 674959 670486 568637 568855 557435 557435 598139 669676 630083 548380 612545 4247240 4221910 4263000 4256500 4263048 4275200 4272800 4267250 4251500 4230884 4227863 4229741 4229482 4214692 4219315 4233170 4210743 4221350 4209538 4211211 4212788 4216460 4209100 4182755 4182755 4174967 4178032 4180915 4197472 4221496 4233114 4177169 4161500 4163500 4167500 4157200 4174422 4202300 4214597 4236700 4235338 4231879 4224720 4226227 4254064 4254064 4181575 4201130 4230207 4239980 4235652 Hidrologia tipología IM IBMWP QBR Conductividad fosfatos nitratos nitritos amonio 25 ºC (µS/cm) (µg/l) (µg/l) (µg/l) (µg/l) Permanente río Permanente río Permanente arroyo Temporal arroyo Permanente río Permanente arroyo Permanente arroyo Permanente río Permanente río Permanente canal Permanente arroyo Permanente río Permanente arroyo Permanente río Permanente arroyo Permanente río Permanente rambla Permanente rambla Permanente río Permanente río Permanente río Permanente rambla Temporal río Permanente río Permanente río Permanente río Temporal rambla Temporal rambla Permanente arroyo Permanente rambla Permanente embalse Permanente rambla Permanente rambla Permanente rambla Permanente rambla Permanente rambla Permanente canal Temporal rambla Permanente río Permanente arroyo Permanente río Temporal rambla Permanente arroyo Temporal arroyo Permanente arroyo Permanente arroyo Permanente río Temporal rambla Temporal rambla Permanente arroyo Permanente río 39 32 40 0 18 28 14 30 4 14 18 20 34 18 28 4 22 6 16 4 4 38 6 40 20 26 16 15 22 18 22 4 32 32 30 28 10 6 24 16 35 18 10 17 41 24 9 4 3 31 4 119 237 141 162 152 118 137 155 82 111 110 146 168 89 37 24 151 33 66 28 33 138 98 98 104 139 70 83 86 51 62 33 95 109 80 94 54 54 158 80 84 89 181 139 210 160 136 37 63 255 108 85 50 45 100 100 75 85 55 90 0 40 80 50 85 5 25 85 40 45 10 10 25 80 65 70 70 55 90 65 15 25 10 10 65 40 55 10 40 70 85 75 40 90 90 85 65 55 50 50 100 100 285 986 702 280 497 784 798 663 936 71 106 1620 513 1710 174 4860 3300 14672 2080 5200 1590 3300 2013 2950 5335 1564 16830 3770 2438 93120 18360 12800 4576 10290 22440 2376 10670 17952 1098 2782 3020 17210 640 1035 507 1137 8140 11210 14350 335 703 14.2 156.8 19.5 37.8 51.6 4.4 41.3 14.4 8.6 9.9 5.1 0.0 16.0 1.0 0.0 1067.1 263.0 359.8 0.0 1231.1 47.6 0.0 13.0 1.6 2.3 2.9 2.6 78.0 5.7 7.8 6.7 1398.8 1.4 13.4 2.3 2.0 2254.3 7.1 1.6 2.6 5.0 21.0 12.0 12.0 75.0 50.0 24.0 17.0 31.0 13.0 59.0 192 0 138 574 338 7 451 394 1122 4743 54 1084 438 4675 1994 1794 5906 3093 657 125 957 7610 666 457 7770 4749 485 130 7346 2299 2646 3634 20164 11082 18285 1592 270.3 17559 5752 13136 3580 1550 488 3720 478 142 2570 590 780 592 817 0.3 1.9 1.0 0.6 0.4 1.3 1.1 0.7 1.2 0.0 30.9 0.9 2.0 0.4 1.2 323.9 86.7 6.2 2.8 27.3 40.4 32.6 0.7 3.4 26.7 9.1 7.0 2.0 0.6 264.8 23.3 278.3 60.4 174.6 61.5 1.0 218.3 6.4 5.3 8.3 10.0 11.0 0.0 6.0 3.0 7.0 7.0 8.0 24.0 5.0 31.0 0.0 0.0 0.0 0.0 0.0 0.0 0.0 8.1 23.2 3.5 19.2 12.1 44 7.3 0.0 6565.9 73.4 31.2 4.3 956.9 61.4 0.0 2.3 292.5 23.3 21.9 17.3 13.0 84.4 137.1 0.0 1939.9 26.5 27.0 22.8 9.6 3596.7 5.3 22.0 16.8 40.0 37.0 160.0 66.0 33.0 28.0 21.0 30.0 136.0 31.0 151.0 310 Suárez et al. Figura 1. Distribución de las clases de calidad del IM según la tipología de las estaciones de muestreo (a), los rangos de altitud (b) y la salinidad (c). Quality classes distribution of the IM index in relation to the typology of sampling sites (a), altitude (b) and salinity (c). El índice parece independiente del tipo de cuerpo de agua al que se aplica río, rambla, arroyo, etc. (Tabla 2), de hecho es posible encontrar la máxima calidad para el IM en casi todos ellos (Fig. 1a), al igual que ocurre con la altitud (Fig. 1b), aunque hay una tendencia a que los valores más altos se obtengan a altitudes medias, siendo en los tramos más bajos donde se dan los valores más bajos del índice. De hecho existe una correlación signi- ficativa entre el IM y la altitud (r = 0.307, p < 0.01) (Fig. 2a). En cuanto a su relación con la concentración de nutrientes y procesos de descomposición de la materia orgánica, el IM en la Cuenca del Segura, presenta correlaciones negativas y significativas con la concentración de amonio (r = -0.289; p < 0.05) y de fosfatos (r = -0.406; p< 0.01) pero no con la de nitratos (r = -0.027) ni con los nitritos (r = - 0.135) (Fig. 2 e, f, g, y h). Un índice de macrófitos para la cuenca del Segura 311 Figura 2. Relación entre el IM y distintos parámetros físicos, químicos e índices biológicos (de macroinvertebrados, IBMWP y de calidad de riberas, QBR). Relationship between the IM, and different physical and chemical parameters and biological indexes, (from macroinvertebrates, IBMWP, and quality of riparian zones, QBR). En relación con los índices de calidad, el IM presenta una correlación positiva y significativa con el índice de macroinvertebrados IBMWP (r = 0.504, p< 0.001) (Fig. 2c). Existen diferencias significativas (ANOVA, p 0.001) en los valores medios del IBMWP obtenidos para las estaciones incluidas en cada una de las clases del IM (Fig. 3). El test de Holm-Sidak, de comparación par a par, detectó diferencias entre los grupos I y V (mayor y menor calidad, respectivamente) con la mayoría de los demás, pero no entre los grupos intermedios (Tabla 3). No ocurre igual con el índice de riberas, QBR (Fig. 2d) que no presenta una correlación significativa con el IM (r = 0.044). En relación con la salinidad del agua y teniendo en cuenta la clasificación propuesta por Montes & Martino (1987), en la Cuenca del Segura podemos encontrar la totalidad de tipologías (desde aguas dulces con valores de salini- 312 Suárez et al. Tabla 3. Significación del test de comparación par a par, por el método Holm-Sidak, de las medias del IBMWP obtenidas para clase de calidad del IM. Significance of the pairwise comparison procedure test (Holm-Sidak method) of the means of IBMWP obtained from each water quality of IM. Comparación Significación I-II I-III I-IV I-V II-III II-IV II-V III-IV III-V IV-V no no sí sí no no sí no sí no dad < 0.5 g/l ~ 1 500 µS/cm, hasta hipersalinas con valores >40 g/l ~ >70 000 µS/cm) que pueden ser clasificadas con el IM (Fig. 1c). En todos los tipos definidos por la salinidad, es posible encontrar todas las clases de calidad para el IM. Cuando se incluyen el total de estaciones muestreadas en la Cuenca del Segura la conductividad no presenta una correlación significativa con el IM (r = -0.250) (Fig. 2b). La relación que existe entre el IM y el IBMWP parece indicar que ambos responden de manera similar ante los cambios de la calidad del agua (Fig. 3), aunque harían falta más datos para confirmarla definitivamente, dado que para algunas clases de calidad del IM, el número de estaciones sobre las que se ha calculado la media, es inferior a 10 (Clase IV, n= 8; Clase V, n=7). Una de las peculiaridades del índice es su escasa relación con la vegetación ribereña. En general, los valores bajos del índice se dan en los tramos más contaminados, pero también en estaciones de muestreo donde el bosque de galería, por su densidad, puede limitar la entrada de la luz. El valor mínimo posible del IM (0) detectado en los Chorros del Río Mundo (estación 144), se debe a la existencia de un extraordinario dosel vegetal ripario que limita enormemente la entrada de luz al cauce. Además, se trata de un cauce DISCUSION Aunque el IM propuesto presenta como principal ventaja su facilidad de aplicación, tiene limitaciones importantes que hay que resaltar. La contaminación orgánica es uno de los factores de impacto para el desarrollo de los macrófitos (p.e. Adams & Sand-Jensen, 1991). Las correlaciones encontradas en la Cuenca del Segura, entre el valor del IM y las concentraciones de amonio y de fosfatos en el agua, indicarían el valor del índice para detectar problemas de contaminación orgánica. No ocurre igual con la concentración de nitratos, cuyo origen, en los sistemas acuáticos de la Cuenca del Segura, puede estar mediado por las margas de origen sedimentario que aportan importantes cantidades de nitratos al agua (Vidal-Abarca et al., 2004) y que se encuentran ampliamente distribuidas en la Cuenca del Segura (Gómez et al., in press). Figura 3. Diagrama de cajas mostrando la distribución de los valores del índice de macroinvertebrados IBMWP obtenidos para las estaciones de muestreo de los ríos de la Cuenca del Segura incluidos en las clases de calidad del índice de macrófitos (IM). La barra central representa la mediana, el límite superior de la caja el cuartil de 75 % y el inferior el de 25 %, los límites de las barras indican el valor máximo y mínimo respectivamente, una vez extraídos los valores extremos máximo y mínimo que se representan por puntos gruesos. Box plot showing the distribution of the values of the macroinvertebrate index IBMWP, obtained from the sampling sites of the rivers in the Segura River Basin included in the quality classes of the index of macrophytes IM. Central bar of the box is the median, upper and lower limits of the box represent the 75 % and 25 % quartiles respectively. The limits of the bars indicate maximum and minimum extreme values, once the extreme maximum and minimum values had been subtracted, which are represented by the solid symbols. Un índice de macrófitos para la cuenca del Segura temporal, que lógicamente condiciona el desarrollo de los macrófitos (Moreno et al., 2001). Otro caso es el de la estación 548 (Río Segura en Cañaverosa; IM = 4; QBR = 100), donde se localiza el último reducto de bosque de ribera bien conservado que existe hoy día en el tramo medio del Río Segura. Esta estación se encuentra sometida, además a los impactos derivados de la regulación de caudales por los embalses de cabecera (principalmente por el Embalse del Cenajo) que provoca cambios muy bruscos en el caudal, llegando en ocasiones a quedar el cauce completamente seco. Así, el índice se muestra sensible a los efectos de la regulación de caudales y a la canalización y uniformización morfológica de los cauces (p.e. ver estación 17, un tramo canalizado con hormigón, situada en el Río Segura tras el embalse del Cenajo o la estación 180, en el Río Mundo tras el embalse del Talave cuyas márgenes están reforzadas para tolerar los caudales del Trasvase Tajo-Segura; Tabla 2). El índice QBR no guarda una relación significativa con el IM, lo cuál puede ser debido a que existen incompatibilidades (por ejemplo por la luz) entre las comunidades vegetales estrictamente acuáticas y las de ribera. Así, no resulta sorprendente que para clases de calidad del IM bajas (IV y V) podamos encontrar valores del QBR que indican hábitats riparios en condiciones naturales ( 95) (Munné et al., 2003). Además, el índice QBR no está diseñado para detectar contaminación orgánica en el agua, mientras que tanto el IM como el IBMWP sí, lo cual lleva a que estos dos últimos mantenga una correlación significativa. La salinidad es otro de los condicionantes para la diversificación y desarrollo de las comunidades de macrófitos (p.e. Montes & Martino, 1987; Moreno et al., 2001). En general, se admite que los valores altos de salinidad en el agua (superiores a 4 g/l) disminuyen la diversidad de algas y sobre todo de macrófitos, facilitando el crecimiento de las comunidades perifíticas (p.e. Brock & Casanova, 1991; Hart et al., 1991). El IM parece responder bien a las distintas calidades del agua definidas por la salinidad, incluso en aquellas donde se incluyen estaciones cuyos valores 313 de conductividad superan los 9000 µS/cm (Tabla 2, estación nº 343). No obstante, haría falta un ajuste con mayor número de muestras en ríos de salinidad natural elevada. AGRADECIMIENTOS Este trabajo se ha realizado mediante la financiación de los proyectos PLP/10/FS/97 de la Fundación Séneca de la CARM y del Plan Nacional de I+D+I (2001-2004). Programa Nacional de Recursos Naturales. Ref.: REN2000-3438-CO7-04 /HID. Las opiniones e indicaciones de dos expertos nos ayudaron a puntualizar distintos aspectos del trabajo. Nuestro agradecimiento a Jose Luís Moreno por sus esfuerzos en la recolección del material y opiniones sobre el índice. BIBLIOGRAFÍA ABOAL, M., 1985. Aportación al conocimiento de las algas del S.E. de España I. Caraceae. Anales Biología 6 (Biología Vegetal), 1: 7-17. ABOAL, M., 1986. Flora algal de la Rambla del Tinajón (Río Segura), Murcia, S.E. de España. Limnetica, 2:103-108. ABOAL, M., 1988a. Diatomées des cours d’eau saumatres temporaires ou permanents du SE de L’Espagne. Mémoires de la Societé Royale Botanique de Belgique, 10: 48-54. ABOAL, M., 1988b. 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Si no se reconoce un táxon en el campo, se recoge y numera (anotando su cobertura en la hoja de campo) para su posterior identificación en el laboratorio. Identificación precisa (laboratorio) Bajo el microscopio, utilizar lugol para detectar presencia de almidón, azul de metileno para visualizar estructuras parietales y carmín acético para teñir núcleos. 7 Las plantas enraizadas y carófitos de zonas más profundas se pueden extraer utilizando una potera (palo o cuerda con ganchos o anzuelos en el extremo). Identificación y cobertura (campo) Anotar la cobertura sobre el lecho del cauce de cada taxon. Un cuentahilos de 12 aumentos puede ayudar en el campo en la identificación. Para la determinación precisa de los especímenes, fijar las muestras necesarias en formol 4% y examinar posteriormente en el laboratorio (lupa y microscopio). 6 Las algas incrustantes se pueden recoger y fijar con el sustrato en el que se encuentren. Muestreo del plocon Las algas que constituyen el plocon, se pueden recolectar con la mano o con la misma manga de muestreo de invertebrados. Si están fijas al sustrato utilizar una navaja. 5 En primavera es cuando la mayoría de macrófitos y macroalgas crecen y se reproducen. No obstante, conviene muestrear en varias épocas del año. Muestreo del pecton Para extraer las muestras de pecton (talos aplanados, laminares o esféricos) utilizar una navaja. Hay que buscarlas sobre piedras en zonas reófilas; y en las márgenes sobre tallos, troncos y raíces de helófitos. 4 Es recomendable que el tramo posea diversos tipos de sustrato para recolectar la máxima biodiversidad. Selección de la época de muestreo Primavera es la mejor época del año para encontrar el mayor número de táxones. La lista de táxones presentes en el tramo puede completarse con visitas en verano e invierno. 3 Observaciones Las algas incrustadas de carbonatos deben ser previamente tratadas con ácido acético o clorhídrico diluidos para eliminar incrustaciones. Cálculo del Indice Para el cálculo del índice, sumar las puntuaciones parciales dentro de cada grupo y obtener la puntuación global de los grupos presentes. Si en el tramo aparecen más de dos táxones incluidos en la misma entrada (línea), puntuarán como uno. En caso de aparecer más de un táxon por línea, la cobertura será la total ocupada por todos ellos. Un índice de macrófitos para la cuenca del Segura 317 Apéndice 2. Indice de macrófitos (IM). Index of macrophytes (IM) ESTACIÓN: Nº / Código: FECHA: MUESTREADOR: Táxones / Grupos Funcionales Cobertura % Puntuación total <5 5-50 >50 Grupo I -Musgos, Hepáticas -Rodofíceas: (p.e. Batrachospermum), -Nostoc, Rivulariaceas, Chaetophorales 9 9 9 10 10 10 8 8 8 Grupo II -Ranunculus, Myriophyllum -Potamogeton (excepto P. pectinatus) -Zannichellia -Ruppia -Charales -Clorofíceas filamentosas 6 6 6 6 6 6 7 7 7 7 7 7 5 5 5 5 5 5 Grupo III -Nasturtium, Apium, Veronica -Xanthophyceas: (Vaucheria) -Zygnematales -Tapetes continuos de perifiton pardo-amarillento de diatomeas -Clorofíceas incrustantes (Epiliton) 3 3 3 3 4 4 4 4 2 2 2 2 3 4 2 -Oscillatoriales -Cladophora -Enteromorpha -Potamogeton pectinatus -Lemna 1 1 1 1 1 2 2 2 2 2 0 0 0 0 0 Grupo IV Total Indice: Limnetica, 24(3-4): 319-326 (2005) © Asociación Española de Limnología, Madrid. Spain. ISSN: 0213-8409 319 Diet of 0+ brown trout (Salmo trutta L., 1758) from the river Erro (Navarra, north of Spain) J. Oscoz1,3, P. M. Leunda1, F. Campos2, M. C. Escala1 and R. Miranda1 1 Dpto. de Zoología y Ecología, Facultad de Ciencias, Universidad de Navarra, Apdo. 177, E-31080, Pamplona, España. 2 Universidad Europea Miguel de Cervantes, c/ Padre Julio Chevalier 2, E-47012, Valladolid, España 3 E-mail: [email protected] ABSTRACT The diet composition of 41 0+ brown trout (Salmo trutta L., 1758) (33-97 mm TL) captured in August 2002 in the Erro River (North of Spain) is described. The diet was mainly composed by aquatic invertebrates. Excluding nematodes because they are possible parasites, the most consumed prey items were mayflies, dipterans, and crustaceans. Fingerling brown trout refused Chironomidae, Elmidae, and terrestrial invertebrates from the drift, and Elmidae, Heptageniidae, and Leuctridae from the benthos, while they showed preference for Rhyacophilidae from the benthos. Fingerling brown trout seems to act as an opportunistic predator, and the consumption of different preys seems to be influenced by their accessibility, predation risk, and their energetic value. Keywords: Fingerling, brown trout, feeding, prey selection, drift, benthos. RESUMEN Se analizó la dieta de 41 alevines de trucha común (Salmo trutta L., 1758) (33-97 mm LT) del río Erro (Norte de España). Su alimentación estuvo constituida principalmente por invertebrados acuáticos. Si no se tiene en cuenta a los nematodos por la posibilidad de tratarse de parásitos, las presas más consumidas fueron efémeras, dípteros y crustáceos. Los alevines de trucha común rechazaron los quironómidos, élmidos y los invertebrados terrestres de la deriva, así como los élmidos, heptagénidos y leúctridos del bentos, mientras que mostraron preferencia por los riacofílidos del bentos. Los alevines de trucha común parecen comportarse como depredadores oportunistas, pareciendo estar el consumo de las diferentes presas influenciado por su accesibilidad, el riesgo de predación y el valor energético de cada presa. Palabras clave: alevines, trucha común, alimentación, selección de presas, deriva, bentos. INTRODUCTION The brown trout (Salmo trutta L., 1758) is a species of great interest because it is prized by anglers and has high economic value. The study of its feeding habits is one of the basic ways of understanding its biology. The analysis of its diet, apart from indicating its trophic requirements, provides us with indirect information about how it feeds, its possible interaction with other species (competition, predation), and also the manner in which it occupies its habitat (García de Jalón, 1985; García De Jalón & Barceló, 1987; Smith et al., 1993). In addition, a study of its diet gives information about the amount of energy consumed by brown trout (Elliott, 1994) and when food becomes a limiting factor, aiding in stock management (Lobón-Cerviá & Fitzmaurice, 1988; García de Jalón, 1993; Vehanen et al., 1998). There is ample bibliography which analyses the feeding habits of this species in Spain and the rest of Europe together with the variation in size of the brown trout (Lobón-Cerviá et al., 1985; Montañés & Lobón-Cerviá, 1986; García de Jalón & Barceló, 1987; Greenberg et 320 Oscoz et al. al. 1997). However, some studies do not agree on whether its food is primarily composed of prey obtained from drift (Tippets & Moyle, 1978; Dahl, 1998; Degerman et al., 2000) or from benthos (Neveu, 1980; Haugen & Rygg, 1996; Kreivi et al., 1999). In Navarra, where there are some 1600 km of trout streams, angling for brown trout is of great importance, but to date only one study has been carried out on the feeding habits of this species in the Larraun River (Oscoz et al., 2000). The aim of this paper is to report the feeding habits of 0+ brown trout in a river of this region and its relationship to benthos and drift. MATERIAL AND METHODS This study was carried out in the Erro River, which is a tributary of the Irati River (Ebro basin) (Fig. 1). The Erro River is 48 km long and drains an area of 214 km2. In the upper reaches it flows through beech forest, and later through meadow areas with oak trees, with many willows and alder trees along its banks. The f inal stretch of the Erro River flows through cultivated land, with wooded banks of willow, poplar and ash. European minnow (Phoxinus phoxinus (L., 1758)) occurs with the brown trout in the studied river stretch, but barbel (Barbus haasi Mertens, 1924), stone loach (Barbatula barbatula L., 1758), French nase (Chondrostoma toxostoma Steindachner, 1866), Graells barbel (Barbus graellsii Steindachner, 1866), lamprehuela (Cobitis calderoni Bacescu, 1961), and gudgeon (Gobio gobio L., 1758) are also present in the Erro River. The river reach sampled was located on the upper course of the Erro River (43º 0’ N 1º 24’ W and 42º 58’ N 1º 24’ W), its altitude ranging from 810 m to 760m. The study area combined lentic and lotic areas, and a mean water surface width of 4 m in the upper stretch and 8 m in the lower stretch. The substratum was dominated by small boulders and cobbles, interspersed with gravel and boulders. The riparian vegetation was abun- Figure 1. Location of the Erro River in Navarra. Localización del río Erro en Navarra. dant, allowing for an important cover. The stomach contents of 41 brown trout (33-97 mm total length (TL)) caught by electro-fishing surveys in the river stretch in August 2002 were analysed. They were all caught before midday, so as to eliminate possible variation in consumption of prey throughout the day (Neveu, 1980). After capture they were taken in cold storage to the laboratory, where they were frozen for later study. The stomachs were removed and preserved in 4 % formaldehyde. The stomach analyses were restricted to prey items found in the stomach and oesophagus so as to increase the likelihood that the prey had been eaten recently, and therefore in the habitat where the fish were caught (Wennhage & Pihl, 2002). Prey items were examined under a stereoscopic microscope (x7-45). Two types of prey were found: terrestrial invertebrates (insects) and aquatic invertebrates. In the later group, the prey was identified to the family level, when possible. 321 Brown trout diet in the Erro river In animal prey items, the frequency of occurrence of a given prey type is defined as the number of stomachs in which that prey occurs, expressed as a frequency of the total number of stomachs in which the prey are present (Hynes, 1950). The relative abundance of a prey (or contribution to the stomach contents) is defined as the percentage of total stomach contents in all predators comprised by the given prey. In mathematical terms, the percentage occurrence (%Fi) and the percentage abundance (%Ai) of prey type i can be described by the equations: %Fi = (Ni/N) × 100 where Ni is the number of predators with prey i in their stomach, N is the total number of predators with stomach contents of any kind; %Ai = (Σ Si / Σ St) × 100 where Si is the stomach content (number) composed by prey i, and St the total stomach content of all stomach in the entire sample (Amundsen et al., 1996). The diet diversity of the sampled population (H’) was calculated using the Shannon-Wienner diversity index (H’ = – Σ pi · log2 pi), where pi is the proportion of the prey item i among the total number of preys. The use of the Shannon-Wienner index provides a relatively objective indication of niche breadth (Marshall & Elliott, 1997). Furthermore, in order to evaluate specialization in the diet of the brown trout, evenness index (E = H’/H’max) was determined, considering that values close to zero mean a stenophagous diet and those closer to one more of a euryphagous diet. In order to analyse if the 0+ brown trout selected their prey, samples of benthic and drift macroinvertebrates were taken on the same day and in the same place as the trout, in order to compare them with the diet. The sample was obtained with a hand net (25x28 cm with a 0.1-mm mesh) from the benthos, and from the drift with a net (33x28 cm with a 0.25-mm mesh), which was left in place for 45-60 min; this duration should yield reasonably represen- tative samples (Culp et al., 1994). In order to evaluate the possible prey selection from benthos or drift, the W Savage (1931) selection index was used (W = Ai /Di, where Ai is the trout use of the resource i, and Di the availability of that resource in the river). The values of W vary between 0 and ∞ , where 1 is the non-selected value. This index is more objective than other similar ones, as it allows the checking of statistical significance by comparing with an χ2 with one degree of freedom (Manly et al., 1993). RESULTS Of the 41 stomachs examined, three were empty and therefore were not taken into account in later analyses. In the remaining 38 stomachs 215 prey were found, mostly aquatic invertebrates (Table 1). The most abundant prey in the diet were nematoTable 1. Diet composition (%Fi: occurrence and %Ai: abundance), trophic diversity (H’), and evenness index (E) values of 0+ brown trout in the Erro River. Composición de la dieta (%Fi: frecuencia and %Ai: abundancia), diversidad trófica (H’) e índice de equitatividad (E) de los alevines de trucha común en el río Erro. Taxon AQUATIC INVERTEBRATES Nematoda Gammaridae Hydraenidae Chironomidae Baetidae Ephemerellidae Heptageniidae Ephemeroptera (unidentified) Leuctridae Hydropsychidae Glossosomatidae Polycentropodidae Rhyacophilidae Total TERRESTRIAL INVERTEBRATES Trichoptera Ephemeroptera Insecta (unidentified) Total Trophic diversity (H’) Evenness index (E) %Fi %Ai 55.26 18.42 2.63 28.95 39.47 7.90 47.37 5.26 18.42 7.90 7.90 5.26 7.90 100.00 42.33 9.30 0.47 8.37 13.02 1.40 12.09 0.93 3.26 1.86 1.40 0.93 1.40 96.76 7.90 7.90 2.63 15.79 1.39 1.39 0.46 3.24 2.79 0.70 322 Oscoz et al. des (42.3 %), mayflies (27.3 %), gamarids (9.3 %), and chironomids (8.4 %). The 0+ brown trout consumed few terrestrial invertebrates (3.2 %). If we exclude nematodes from the analysis, as they may be trout parasites and not prey (Molloy et al., 1995; Brotheridge et al., 1998; Byrne et al., 2002), mayflies, crustaceans, dipterans, and trichopterans were the most consumed prey items. The trophic diversity of 0+ brown trout was relatively high (H’=2.79, Table 1), as was its evenness index (E=0.70), which indicates that they tend to be euriphagic. This fact was more obvious when nematodes were not included as prey, in which case the values for trophic diversity and evenness were notably higher (H’=3.13 and E=0.80). Table 2 shows benthic prey selection of 0+ brown trout, according to the Savage index (W), and the posterior statistical comparison of the prey availability (Di) in the benthic macroinvertebrate assemblage or in the river drift, as well as its use (Ai). In benthos, fingerling brown trout positively selected Rhyacophilidae, whereas Elmidae, Heptageniidae, and Leuctridae were avoided. On the other hand, with reference to those macroinvertebrates present in the drift, the fingerling brown trout refused Elmidae, Chironomidae, and terrestrial invertebrates, but did not show positive selection for any taxon. The consumption of other items did not show significant selection. DISCUSSION The diet of fingerling brown trout in the Erro River is mainly composed of aquatic invertebrates, as has been described in other studies Table 2. Prey selection by 0+ brown trout from the Erro River. Ai: abundance; Di: availability; W: Savage index; ** P<0.01. The significance levels were obtained applying Bonferroni’s correction (/number of categories). Selección de presas por parte de los alevines de trucha común en el río Erro. Ai: abundancia; Di: disponibilidad; W: índice de Savage; ** P<0.01. Los niveles de significación se calcularon mediante la corrección de Bonferroni (/número de categorías). Benthos Taxon Baetidae Caenidae Chironomidae Elmidae Ephemerellidae Gamaridae Glossossomatidae Heptageniidae Hidracarina Hydraenidae Hydropsychidae Leptophlebiidae Leuctridae Limoniidae Nematoda Nemouridae Oligochaeta Planariidae Polycentropodidae Rhyacophilidae Sericostomatidae Simuliidae Other aquatic invertebrates Terrestrial invertebrates Drift Ai Di W 11.41 14.72 1.60 16.91 9.85 2.19 2.44 1.93 22.62 0.42 0.59 0.93 1.34 18.08 0.68 0.78 0.00 0.71 0.00 0.92 1.10 1.04 0.50 0.00 1.14 1.44 0.00 0.26 0.00 ns ns ns ** ns ns ns * ns ns ns ns ** ns 0.25 1.43 1.60 0.00 0.00 0.00 ns ns ns 0.09 0.85 0.17 1.33 14.89 0.00 0.00 0.00 ** ns ns ns 12.08 2.01 2.69 2.01 11.41 0.67 1.34 4.70 Di W 7.18 1.59 ns 28.70 9.86 1.35 0.42 0.00 1.49 ** ** ns 6.73 11.66 3.59 0.45 3.14 0.30 0.98 0.00 1.49 0.43 ns ns ns ns ns 1.79 0.90 2.63 0.00 ns ns 0.45 0.00 ns 0.45 0.45 2.98 2.98 ns ns 2.24 2.69 18.38 0.00 0.00 0.26 ns ns ** 44.30 1.34 1.34 4.70 Brown trout diet in the Erro river (Neveu, 1980; Montañes & Lobón-Cerviá, 1986; Kreivi et al., 1999; Oscoz et al., 2000). The apparently high consumption of nematodes may not be accurate due to the possibility that some could be trout parasites (Molloy et al., 1995; Brotheridge et al., 1998; Byrne et al., 2002) as well as parasites of dipteran larvae (Tachet et al., 1984), which may be eaten by the trout. Further studies would be necessary in order to determine if the 0+ trout really consume such a large quantity of nematodes, or if it is a parasitic species. Excluding the nematodes, the diet of the 0+ brown trout in the Erro River consists principally of mayflies, a fact which has been noted in earlier studies (Neveau & Thibault, 1977; Montañes & Lobón-Cerviá, 1986; Oscoz et al., 2000). However, there were variations in the relative importance of some other items. Thus, in the Erro River the fingerling brown trout consumed more dipterans and fewer trichopterans than in the Larraun River (Oscoz et al., 2000), whereas in the Ucero and Avión-Milanos Rivers, they consumed more crustaceans and fewer dipterans and trichopterans (Lobón-Cerviá et al., 1985). These slight differences are probably due to the different availability of prey and the habitat differences between rivers (Power, 1992; Rutledge & Power, 1992). In the Erro River the fingerling brown trout had a typical generalistic diet, as has been stated in other studies done on its feeding patterns (Haugen & Rygg, 1996; Jorgensen et al., 2000). With reference to prey selection, the rejection of elmids, in both drift and benthos, may be due to their lower energetic value because of their intense sclerotisation, (Power, 1992; Oscoz et al., 2000; 2001). Moreover, since trouts are visual predators, smaller preys (i.e., quironomids in drift) or those that camouflage or hide in the substratum (i.e., leuctrids and heptagenids) are more difficult to detect, so a lower consumption of these items would be expected (Rajasilta & Vuorinen, 1983; Rincón & Lobón-Cerviá, 1999), as observed in the Rainbow trout (Oncorhynchus mykiss (Walbaum, 1792) in the Urederra River (Oscoz et al., 2005). In this way, we could expect a higher use of drift preys, because there is a greater probability of detection of larger prey in the 323 drift (Rincón & Lobón-Cerviá, 1995). However, fingerling brown trout could have a more benthic diet, probably because feeding at the bottom of the river implies less risk from predators than feeding at the surface (Vollestad & Andersen, 1985; Haugen & Rygg, 1996; Oscoz et al., 2005). Besides, gape limitation and prey handling limitations play an important role in smaller species of fish, determining prey size selection (Keeley & Grant, 1997), and consequently the higher or lower use of drift or benthos. Moreover, we cannot ignore the absolute nutrient content and the ability to assimilate nutrients, as well as the risks involved in the capture of prey (Vinyard, 1980; Pillans et al., 2004). This could explain the positive choice of Rhyacophilidae in benthos, together with the negative response to terrestrial insects in the drift, a fact that has also been seen in Finnish rivers (Kreivi et al., 1999). Rhyacophilidae are prey with a high energetic content (Penczak et al., 1984), and their consumption implies lower risk from predators than the capture of preys on the surface, as they are mainly found in benthos (Vollestad & Andersen, 1985; Haugen & Rygg, 1996). This lower risk from predators implied in benthonic feeding is probably the reason for selecting these preys. However, given the opportunistic character of the salmonids (Keeley & Grant, 1997; Vignes, 1998), when there is a large amount of drifting prey, this trophic resource will also be used (Kreivi et al., 1999). Recent studies (McLaughlin et al., 1994; 1999) suggest the existence of two different feeding strategies in fingerling brook trout (Salvelinus fontinalis (Mitchell, 1815)): a) more sedentary individuals whose diet is based on benthonic prey and b) more active individuals that feed on surface prey. A more detailed study in more habitats would be necessary to discover if this also occurs among brown trout. ACKNOWLEDGEMENTS This research was carried out as part of the project “Actuaciones humanas en ríos de Navarra. 324 Oscoz et al. Su incidencia en la conservación de la biodiversidad” supported by the CSIC and the Government of Navarra. We thank G. Telletxea, M. Rodríguez, and E. Garayoa for assistance with the electro-fishing. REFERENCES AMUNDSEN, P. A., H. M. GABLER & F. J. STALDVIK. 1996. A new approach to graphical analysis of feeding strategy from stomach contents data – modification of the Costello (1990) method. J. Fish Biol., 48: 607-614. BROTHERIDGE, R. M., K. E. NEWTON & S. W. EVANS. 1998. Presence of a parasitic nematode (Eustrongylides sp.) in brown trout (Salmo trutta) from a heavy metal contaminated aquatic ecosystem. Chemosphere, 37 (14-15): 2921-2934. BYRNE, C. J., C. V. HOLLAND, R. POOLE & C. R. KENNEDY. 2002. Comparison of the macroparasite communities of wild and stocked brown trout (Salmo trutta L.) in the west of Ireland. Parasitology, 124: 435-445. CULP, J. M., G. J. SCRIMGEOUR & C. E. BEERS. 1994. The effect of sample duration on the quantification of stream drift. Freshw. Biol., 31: 165-173. DAHL, J. 1998. Effects of a benthivorous and a driftfeeding fish on a benthic stream assemblage. 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ISSN: 0213-8409 327 Cambios diarios de las algas perifíticas y su relación con la velocidad de corriente en un río tropical de montaña (río Tota – Colombia) Angela María Zapata Anzola1 y Jhon Charles Donato Rondon2 Departamento de Biología. Universidad Nacional de Colombia. Bogotá, Colombia [email protected], [email protected] RESUMEN En el Río Tota (Colombia, Sur América), durante 15 días consecutivos y en tres periodos se registraron variables hidrológicas, físicas, químicas así como su efecto sobre la composición y densidad de las algas perifiticas en sustratos artificiales. Las especies predominantes fueron Cocconeis placentula, Melosira varians, Nitzschia sp2 y Fragilaria cf. capucina, con cambios diarios en sus densidades en los tres periodos. Mediante un Análisis de Correspondencias Canónica y partición de la varianza se demostró que la variable con mayor explicación de estos cambios es la velocidad de la corriente (20.6 %) junto con el nitrógeno total (20.6 %) y el pH (14.7 %). En general, valores de velocidad de la corriente moderadamente altos promueven bajas densidades algales, la comunidad se conserva en las primeras etapas de sucesión y permite el mantenimiento de la diversidad. En velocidades de corriente mas bajas la abundancia total es alta y se sucede el desprendimiento de la película algal con el consecuente reinicio de la sucesión. Palabras claves: Río tropical, algas perifiticas, sustratos artificiales. ABSTRACT In the Tota stream (Colombia, South America) for three periods of fifteen consecutive days the hydrological, physical and chemical variables were studied, as well as their effects on the composition and density of periphytic algal communities on artificial substrates. The predominant species were Cocconeis placentula, Melosira varians, Nitzschia sp2, and Fragilaria cf capucina, with daily changes in density during the three periods. A Canonical Correspondence Analysis and variance partitioning showed that the main variable causing these changes was the current velocity (20.6 %), followed by total nitrogen (20.6 %) and pH (14.7 %). In general, moderately high current velocities values promoted lower algal densities, the community remained in the first succession stages, and diversity was maintained. Under lower current velocities, total abundance was high and the detachment of the algal film occurs, with the resulting start of a new succession process. Keywords: tropical stream, periphytic algae, artificial substrates. INTRODUCCIÓN Una de las variables que orienta la ecología de las algas en todas las zonas del río (rápidos y zonas de deposición) es la velocidad de la corriente. Este factor produce complejos modelos espaciales y temporales para las algas perifíticas. Su efecto es antagónico al ser un factor positivo de estimulación para la toma de nutrientes y negativo por el desprendimiento y estrés que genera (Stevenson, 1996; Biggs, 1998). La respuesta de la biomasa algal ante distintos regímenes de corriente ha sido reportada en estu- dios experimentales en ríos de diferentes latitudes (Biggs, 1998; Fayolle et al., 1999; Ghosh & Gaur, 1998; Passy, 2001). Sin embargo, la respuesta de la biomasa algal exhibe patrones de comportamiento opuestos, en algunos casos los aumentos de la velocidad de la corriente determinan aumento de biomasa y disminución de diversidad (Wellnitz & Rader, 2003). Mientras que en otros casos se presenta una disminución de la biomasa perifitica (Ghosh & Gaur, 1998). Los efectos de la velocidad de la corriente en la biomasa algal se expresan en forma diferente para cada hábitat, de acuerdo a otros factores 328 Zapata y Donato que interactúan con ella. En pequeños ríos tropicales se encuentra un número escaso de trabajos intensivos sobre la dinámica de las comunidades algales del perifiton y su relación con las variables ambientales (Martínez & Donato 2003). El propósito de este trabajo fue el de establecer como la velocidad de la corriente y otras variables ambientales direccionan los cambios diarios de composición y la abundancia del perifiton en un río tropical de montaña. MÉTODOS El río Tota se origina en los Andes, específicamente en la cordillera oriental Colombiana (5°35´ N y 73° 00´ O) (Fig.1). El área de la cuenca de drenaje es de 340.625 ha. El punto de muestreo se encuentra en el sector medio bajo de la cuenca del río. En este punto, la temperatura promedio anual fue de 15 ºC, y la precipitación media de 728 mm. Las lluvias presentaron un régimen unimodal, los meses más secos fueron de diciembre a febrero. La vegetación natural en la zona de estudio ha sido remplazada por pastos para uso ganadero y en la riberas del río la vegetación predominante es Alnus acuminata y Salix humboldtiana. El muestreo se llevó a cabo en tres periodos, uno lluvioso (noviembre-2002), y otros dos secos (diciembre-2002 y enero-2003). Durante 15 días consecutivos en cada uno de estos periodos se determinó la abundancia y composición de la comunidad de diatomeas que se desarrolló en sustratos artificiales. Los sustratos usados fueron cerámicas blancas, de un tamaño aproximado de 5 cm x 5 cm x 0.5 cm que se sujetaron a marcos de metal fijados al lecho del río. Se dispusieron tres montajes de colonización distribuidos a lo largo de un tramo de 20 metros. En cada uno de ellos se sujetaron 15 sustratos distribuidos en tres filas, en posición inclinada para recibir la luz y a contracorriente. Diariamente se tomaron tres sustratos de cada uno de los montajes para evaluar la composición y abundancia de la comunidad perifitica, clorofila y peso seco libre de cenizas (PSLC). Diariamente se registraron variables hidrológicas: velocidad de la corriente y caudal (corrientómetro digital GLOBAL WATER FP101); variables físicas tales como: conductividad, temperatura, turbidez (medidor multiparámetro HORIBA U-10), transparencia (Disco Secchi), intensidad de luz en superficie (Luxímetro digital FISHERBRAND), variables químicas: oxígeno, pH (HORIBA U-10), amonio, nitrógeno total Figura 1. Ubicación geográfica del río Tota. Geographical location of the Tota River. Cambios diarios del perifiton del río Tota (NT), fósforo reactivo soluble (PRS), fósforo total (PT), y sílice (APHA, 1998). Los valores de abundancia de la comunidad perifitica algal se registraron como densidad total de individuos por unidad de área. Estos valores se obtuvieron a partir del conteo de 400 células de la especie más abundante en microscopio invertido (APHA, 1998). Para el análisis cualitativo y determinación taxonómica, las diatomeas fueron limpiadas con la técnica de oxidación y se emplearon claves especializadas: Krammer & Lange- Bertalot (1986;1988;1991); Krammer (1992); Lange – Bertalot (1992); Lange-Bertalot & Genkal (1999), entre otras. La clorofila-a se estimó por el método espectrofotométrico según la formula tricromática de Jeffrey & Humphrey (1975), utilizando filtros de fibra de vidrio Watman GF/F y acetona al 90% como solvente. El PSLC se determinó siguiendo los métodos propuestos en APHA (1998). La ordenación de los datos físicos, químicos e hidrológicos se analizó mediante un Análisis de Componentes Principales (ACP). Para desarrollar el análisis, las variables fueron normalizadas mediante la transformación x = Log (x + 1) y ajustadas a desviación estándar. Figura 2. Variaciones diarias de caudal y velocidad de corriente en el Río Tota (noviembre2002 a enero 2003). Daily variations of flow and current velocity in the Tota River (November 2002 through January 2003). 329 Para determinar la relación existente entre las especies de algas perifiticas y las variables ambientales en cada uno de los meses y en los tres periodos de estudio se realizó un Análisis de Correspondencias Canónica (ACC). Estos análisis se llevaron a cabo mediante el programa CANOCO 4.0. El análisis ecológico de la variabilidad a escala diaria de la comunidad perifitica, se llevó a cabo mediante el índice de diversidad de Shannon - Wiener, la equitabilidad de Shannon y la Riqueza de especies (número de especies). RESULTADOS Variables hidrológicas, físicas y químicas en el río Tota Las variables hidrológicas durante los tres períodos de muestreo fluctuaron acorde con la estacionalidad de las lluvias. Así, en el mes de noviembre se presentaron los valores mas altos de caudal y velocidad de la corriente, mientras que en enero y diciembre se presentaron los valores más bajos de estos parámetros. El máximo valor de caudal y velocidad de corriente se presentó en el día 6 del muestreo del mes de noviembre con un valor de 1.15 m3/s y 0.25 m/s, respectivamente. El valor más bajo de los parámetros hidrológicos se presentó en el mes de enero donde el caudal alcanzó valores de 0.037 m3/ s en el día 15 y la velocidad de corriente presentó valores indetectables (Fig. 2). Los parámetros químicos mostraron diferencias significativas entre los períodos estudiados (Test de Kruskal – Wallis, n=45, p<0.05). Los datos promedios se presentan en la tabla 1. A escala diaria, en el mes de enero se observó una mayor variabilidad de los nutrientes (PRS, PT y NT) con coeficientes de variación superiores al 49 %. La ordenación de las variables hidrológicas, físicas y químicas mediante el ACP determinó una explicación de la varianza en los tres primeros ejes del 76.5 %. El primer eje explicó el 46.2 % y se asoció a las variables relacionadas con las características hidrológicas: caudal 330 Zapata y Donato Tabla 1. Valores promedio de variables químicas y físicas cuantificadas en el río Tota. (El porcentaje corresponde al coeficiente de variación de los datos registrados en cada periodo n=15 para los nutrientes y n=45 para la conductividad y temperatura). Mean values of physical and chemical values quantified in the Tota River (the percentage corresponds to the variation coefficient of the registered data in each period. n=15 for nutrients and n=45 for conductivity and temperature). Mes Noviembre Diciembre Enero Amonio mg/l NT mg/l PRS mg/l PT mg/l Sílice mg/l Conductividad µS/cm Temperatura °C 13.42 0.23 0.3 0.17 0.25 6.24 100.28 19.79% 21.90% 17.16% 24.43% 7.69% 18.48% 6.44% 0.2 0.7 0.36 0.16 6.49 202.33 15.85 20.67% 16.24% 32.89% 35.63% 8.42% 15.97% 7.45% 0.23 0.37 0.37 0.17 9.01 302.68 16.84 21.03% 54.25% 49.98% 73.54% 10.41% 10.90% 11.01% (r2=0.79), turbidez (r2= 0.72), conductividad (r2=0.64) y velocidad de la corriente (r2 =0.35). El fósforo reactivo soluble también aparece asociado a este factor (r2= 0.47). El segundo eje explicó el 15.9 % y se asoció el nitrógeno total (r2 =0.84). El pH, fósforo total, oxigeno y temperatura no se asociaron a los primeros ejes (Fig. 3). Las muestras del mes de noviembre corresponden a valores de caudal y velocidad de la corriente altos (3 veces en orden de magnitud con relación al mes de diciembre y 6 veces con relación al mes de enero), mayor turbidez; mayor concentración de oxígeno y amonio. Mientras que las muestras del mes de diciembre y enero se asociaron a valores altos de conductividad, fósforo, sílice y temperatura. Particularmente, las muestras de diciembre estuvieron asociadas a valores altos de nitrógeno total (Fig. 3). Composición, abundancia y diversidad de la comunidad perifitica algal La comunidad de algas perifiticas en los tres períodos de muestreo estuvo dominada por Bacillariophyceae (88 %), seguida de Cyanophyceae (7 %), Chlorophyceae (4 %) y Euglenophyceae (1 %). En total se registraron 107 especies distribuidas en 43 géneros. Los géneros que presentaron mayor abundancia fueron Melosira 50.56 %, Cocconeis 12.75 %, Fragilaria 9.12 %, Oscillatoria 5.61 %, Gomphonema 4.41 % y Nitzschia 4.40 %. En los meses de noviembre y diciembre en todas las réplicas la mayor dominancia fue atri- Figura 3. ACP de las variables hidrológicas, físicas y químicas en el río Tota (Los dos primeros caracteres del rótulo de las muestras corresponden a la replica, el siguiente al mes (n=noviembre, d=diciembre, e=enero) y el último número hace referencia al día). ACP of the hydrological, physical, and chemical variables in the Tota River (the two first label characters of the samples correspond to the replicate, the next one to the month (n=November, d=December, j=January and the last number refers to the date). Cambios diarios del perifiton del río Tota Tabla 2. Porcentaje de abundancia total de las especies dominantes en el río Tota durante los meses de noviembre –2002 a enero –2003. Table 2. Percentage of total abundance of the dominant species in the Tota River during the period from November 2002 through January 2003. Mes Especie Noviembre Nitzschia sp2 Cocconeis placentula Fragilaria cf. capucina Diciembre Melosira varians Cocconeis placentula Fragilaria cf. capucina Enero Melosira varians Fragilaria cf. capucina Cocconeis placentula % de abundancia total 47.89 15.63 8.12 54.23 26.15 6.12 66.32 13.97 3.67 Σ % 71.64% 86.50% 83,96% buida a las diatomeas (>90 %), mientras que en enero el 80% de la abundancia total correspondió a las diatomeas y el 20 % a otros grupos. En el mes de noviembre cuando se presentaron – valores altos de velocidad de corriente (X = 0.13 m/s), la especie más abundante fue 331 Nitzschia sp2 con un 47 % de la abundancia total. En diciembre y enero cuando los valores de– velocidad de – corriente fueron bajos (X = 0.03 m/s y X = 0.02 m/s respectivamente), la especie más abundante fue Melosira varians con el 54 % y 66 % de la abundancia total. Otras especies que presentaron abundancias altas durante los tres periodos fueron Cocconeis placentula y Fragilaria cf. capucina. En todos los meses se presentó dominancia de pocas especies en los sustratos, de esta manera tres especies constituyeron más del 70 % de la abundancia total (Tabla 2). La biomasa de la comunidad perifitica expresada como clorofila-a y PSLC presentó diferencias significativas entre los periodos (Test de Kruskal – Wallis n=45, p<0.0001). Así, en noviembre se presentaron los valores más bajos de clorofila-a con un promedio de 0.77 mg/m2, mientras que en enero se presentó el valor promedio más alto 4.63 mg/m2. En todos los períodos se observó un patrón de aumento progresivo de clorofila-a durante los 15 días de seguimiento (Fig. 4). Figura 4. Variaciones diarias de biomasa expresada como Clorofila-a (mg/m2) y PSLC (mg/m2). Daily biomass variations expressed as chlorophyll-a (mg/m2) and PSCL (mg/m2). 332 Zapata y Donato Figura 5. Abundancia total de las algas perifíticas (células/mm2) en el río Tota. Total abundance of the periphytic algae (cells/mm2) in the Tota River. No se observó un patrón definido de acumulación progresiva de PSLC en los sustratos. Los valores medios para cada mes oscilaron entre 830 y 1490 mg/m2 (Fig. 4). Por otra parte, la biomasa expresada como la abundancia total de la comunidad algal en los sustratos artificiales presentó diferencias significativas entre los meses y a escala diaria (Test de Kruskal – Wallis n= 45, p<0.0001). Durante el mes de noviembre la abundancia total diaria de células perifiticas presentó un valor promedio de 15 células/mm2. En los meses de diciembre y enero el promedio de abundancia total fue similar con valores ligeramente más altos en el mes de enero (122 y 151 células/mm2, respectivamente). En la escala diaria se observaron cambios en las abundancias totales en los sustratos durante cada mes. En noviembre la máxima abundancia fue de 141 células/mm2 en el día 13 de la colonización, mientras que en el mes de diciembre la máxima abundancia se registró en el día 15 y fue de 505 células/mm2. En enero la mayor abundancia se presentó en el día 8 y fue de 396 células/mm2 (Fig. 5). La diversidad (índice de Shannon – Wiener) de la comunidad perifitica disminuyó hacia los últimos días de la colonización. En el mes de noviembre los valores fueron relativamente – altos (X = 1.71) – en comparación con el mes de diciembre (X = 1.35). En este periodo los valores descendieron desde 1.7 hasta 0.9. En enero los valores de diversidad de Shannon se mantuvieron constantes a través de los días (Fig. 6). Figura 6. Cambios diarios del índice de diversidad Shannon–Wienner en el río Tota. Daily changes of the Shannon-Wienner diversity index in the Tota River. La riqueza de especies no presentó muchas fluctuaciones entre los días y los períodos de estudio. El número de especies por día osciló entre 24 y 36 especies. La equitabilidad en general fue baja (0.21 – 0.67). En los tres periodos disminuyó notoriamente cuando la abundancia total fue máxima. En noviembre presentó valores ligeramente mas altos que en los otros meses y en diciembre presentó una disminución drástica en el último día de la colonización (desde 0.53 a 0.23). En enero cuando la abundancia total aumentó considerablemente (días 7 y 8 de la colonización), la equitabilidad fue baja (0.21) y posteriormente se incrementó paulatinamente su valor (Fig. 7). Relación de las variables hidrológicas, físicas y químicas con las especies Mediante un ACC y la aplicación del Test de Monte-Carlo (999 permutaciones) se seleccio- Figura 7. Equitabilidad diaria de la comunidad algal en el río Tota durante los meses de noviembre 2002 a enero 2003. Daily equitability of the algal community in the Tota River during the months of November 2002 through January 2003. Cambios diarios del perifiton del río Tota naron las variables físicas, químicas e hidrológicas con un factor de inflación menor al 10 %. En el análisis se excluyeron especies que presentaron una frecuencia menor al 5 % del total de las muestras. El análisis justificaba un 58.3 % de la relación especies – ambiente y un 15 % de la varianza de los datos de las especies. Las variables más explicativas se obtuvieron mediante el método de partición de la varianza 333 (procedimiento Forward selection). Estas fueron la velocidad de la corriente (20.6 %), y el nitrógeno total (20.6 %), seguidas del pH (14.7 %), intensidad de luz en superficie (8.82 %) y oxígeno (8.82 %). El amonio, la turbidez y el PRS sólo explicaron un 5.88 % de la varianza de los datos. La ordenación de las especies y las variables ambientales se encuentra representada en la figura 8. Las especies se separaron en dos grupos Figura 8. ACC de las algas perifiticas y variables hidrológicas, físicas y químicas en el río Tota. ACC of the periphytic algae and hydrological physical, and chemical variables in the Tota River. 334 Zapata y Donato establecidos a partir del gradiente que generó las diferencias en velocidad de la corriente. El primer grupo (I), comprende especies asociadas a altos valores en velocidad de la corriente, mientras que las especies del grupo II están asociadas a valores altos de amonio, PRS y temperatura. Para cada uno de los períodos se efectúo un ACC para determinar la relación entre las especies y las variables ambientales. En noviembre el análisis mostró que la relación esta explicada en un 56.5 % en los tres primeros ejes y las especies en un 31.6 %. En este periodo, la velocidad de la corriente explicó un 23.5 %, el PRS un 17.6 % y el sílice 11.7 %. En diciembre, la velocidad de la corriente (18.2 %), nitrógeno total (12.1 %) y sílice (12.1 %) eran las principales responsables de la variación de las muestras. Este análisis explicó en un 40.5 % la varianza en los tres primeros ejes y las especies fueron explicadas en un 18.5 %. El modelo para diciembre presentó una mayor explicación de la varianza en los tres primeros ejes (49.2 %) mientras que las especies solo fueron explicadas en un 18.2 %. Para enero el ACC mostró que la comunidad perifitica algal estuvo relacionada con la velocidad de la corriente (16.6 %), PT (11.1 %) y oxígeno (19.4 %). DISCUSIÓN En los tres períodos de estudio se presentaron diferencias sustanciales en la hidrología (profundidad media, amplitud del cauce, velocidad de la corriente y caudal) del río Tota. Se conoce que estos ríos de montaña están influenciados principalmente por la precipitación (Payne, 1986; Margalef, 1983). Las variables físicas, químicas y biológicas responden a este patrón condicionado por el clima local (Martínez & Donato, 2003). En general, los nutrientes estuvieron fuertemente influenciados por las variaciones en el caudal que permitió almacenarlos o exportarlos aguas abajo. Así, las diferencias en el caudal tienen efecto en la dinámica de los nutrientes en todas las escalas de tiempo: entre días y meses. Los nutrientes como el fósforo total presentaron una alta concentración en el periodo de mayor caudal y velocidad de corriente (noviembre), esto se puede relacionar con el aumento de transporte y fraccionamiento de la materia orgánica particulada y una menor retención del fósforo en el río por parte de los organismos y los sedimentos (Reddy et al., 1999). El nitrógeno total fue alto en el mes de diciembre posiblemente por la acumulación de material alóctono en el canal por la baja velocidad de corriente. En enero se presentó un descenso en los valores, esto podría obedecer a la descomposición de la materia orgánica y al aprovechamiento por parte de la microbiota acuática. El sílice es un factor que depende de la geología local pues se deriva de la roca, es de gran importancia para la comunidad de diatomeas por su utilización en la formación de las valvas. En el río Tota su concentración está dentro de los rangos reportados para ríos en Sur América (Allan, 1995). Las altas concentraciones en el mes de enero obedecen no sólo a la concentración que genera el bajo caudal y temperatura sino también a la acumulación de biomasa de diatomeas particularmente en las zonas muertas del río durante este periodo. La variabilidad diaria de la temperatura y la conductividad en cada uno de los meses fue baja, mientras que los nutrientes presentaron altos coeficientes de variación, en especial en el mes de enero donde la baja velocidad de la corriente determinó grandes fluctuaciones en la química del agua por el efecto de la alta temperatura, la acumulación de materiales (nutrientes, sales, material alóctono) y el aumento de biomasa. En el río Tota, la comunidad de diatomeas desarrolladas sobre los sustratos artificiales fue de especies categorizadas usualmente como cosmopolitas: Cocconeis placentula, Melosira varians, Fragilaria capucina y Nitzschia sp, entre otras (Ács, 1998; Fayolle et al., 1999; Oliveira et al., 2001; Passy, 2001). En el periodo de mayor velocidad de la corriente dominó el morfotipo de diatomeas postradas, tales como Nitzschia spp, y Cocconeis placentula. Estas diatomeas poseen fuertes Cambios diarios del perifiton del río Tota estructuras de adhesión que les permite estar adaptadas a persistir en el sustrato a pesar del fuerte estrés. Así, pueden mantenerse después de severos eventos de disturbio. Además, la rápida inmigración de algunas poblaciones reducen el efecto del disturbio (Biggs & Smith, 2002). El proceso de colonización es un proceso lineal dominado por el establecimiento pasivo de células. La tasa de este establecimiento está gobernada por el tamaño y tipo de propágulos y sus propiedades de inmigración y dispersión, además de otros factores como velocidad de la corriente e intensidad de luz (Hart & Finelli, 1999: Biggs, 1996). A velocidades bajas de corriente (diciembre y enero) predominó Melosira varians. Esta especie se caracteriza por su carácter filamentoso no adherido al sustrato y que no es consumida fácilmente por los herbívoros. Estos filamentos establecen una importante área de colonización para otras diatomeas postradas y con pedúnculos. En estos períodos la velocidad de la corriente crea condiciones favorables para algunas especies por el aumento de nutrientes y el crecimiento acelerado de los filamentos de M. varians determina más sustratos para otras algas que la colonizan. Por lo que se refiere a la biomasa perifitica, en los sustratos artificiales se esperaba registrar un aumento progresivo de la biomasa (clorofila) en el tiempo (días). Sin embargo, la velocidad de la corriente modifica este patrón. Así, a velocidades bajas se produce un aumento progresivo de la biomasa (clorofila-a), mientras que a velocidades altas la acumulación de biomasa es lenta. La cuantificación del PSLC tiene en cuenta toda la biomasa de la comunidad perifítica (algas, hongos, bacterias, organismos heterótrofos). Posiblemente los cambios diarios de esta variable no responden directamente a la acumulación de biomasa algal en los sustratos como sí es el caso de la clorofila-a. La biomasa expresada como abundancia total de células fue afectada de igual forma que la clorofila-a por la velocidad de corriente. De esta forma, la velocidad de la corriente tuvo un efecto adverso sobre la biomasa perifitica algal. 335 A velocidades altas, la proliferación de biomasa fue menor que a velocidades bajas. De acuerdo con los cambios diarios de abundancia total y los índices de diversidad (Shannon – Wiener y equitabilidad) se puede inferir diferentes modelos sucesionales para cada período, determinados principalmente por la velocidad de corriente como lo señalan los análisis de ordenación (CCA) de todos los muestreos y los análisis por meses. En noviembre se presentó un incremento de caudal y velocidad de corriente en el día 6, en lo que podría considerarse como un evento de disturbio para las comunidades perif iticas. Sin embargo, días después, la riqueza fluctuó de manera similar a períodos en que no se presentaron crecientes. Por lo tanto, se podría considerar que el tiempo de recolonización es corto pues la intensidad del disturbio no es muy alta y el pool de inmigrantes es principalmente alto (Biggs, 2000). La riqueza de especies no fue un buen indicador de cambios en la estructura de la comunidad perifitica puesto que no variaba sustancialmente entre los días de cada periodo. La diversidad y la equitabilidad representan mejor los cambios de la estructura de la comunidad y son herramientas mas útiles para predecir cambios ambientales (Hillebrand & Sommer, 2000). Desde el punto de vista de la diversidad se esperaría teóricamente un incremento en diversidad para estadios sucesionales tempranos por el establecimiento de nuevos colonizadores. Después, por las interacciones competitivas se presentaría una disminución de la diversidad en estadios tardíos, por lo tanto la diversidad seguiría una curva unimodal (Hillebrand & Sommer, 2000; Lake, 2000). En el río Tota, la diversidad en cada uno de los periodos se manifiesta de distintas maneras acorde con el régimen hidrológico, de nutrientes y herbivoría. Así, la curva de diversidad se vio afectada por estos factores y las interacciones competitivas entre especies están reguladas por factores ambientales y de pastoreo. En conclusión, velocidades de la corriente moderadamente altas promueven bajas densidades de algas, la comunidad permanece en estados tem- 336 Zapata y Donato pranos de la sucesión y la diversidad se mantiene. En cambio cuando la velocidad de la corriente es baja, la abundancia total es alta y es frecuente el desprendimiento de la película algal, con el consecuente reinicio del proceso de sucesión. AGRADECIMIENTOS Los autores expresan su agradecimiento a COLCIENCIAS – UNIVERSIDAD NACIONAL DE COLOMBIA por la financiación de esta investigación a través del proyecto No. 1101-0511397. A Sergí Sabater C., profesor catedrático de la Universidad de Girona (España) por la corrección y sugerencias al manuscrito y a Carlos Rivera por su apoyo y asesoría en el trabajo de campo y manejo de datos. BIBLIOGRAFÍA ÁCS, E. 1998. Short – term fluctuation in the benthic algal composition on artificial substratum in a large river (river Danube, near Budapest). Verh. Internat. Verein. 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