UNIVERSIDAD COMPLUTENSE DE MADRID FACULTAD DE CIENCIAS BIOLÓGICAS TRABAJO FIN DE GRADO Grado en Biología Mención Ambiental CARACTERIZACIÓN FISICOQUÍMICA Y ESTUDIO DEL FITOPLANCTON DE LAS LAGUNAS DE HORNA (GETAFE) Autor: Cristian García Bravo Tutores: Felipe Morcillo Alonso, María Verdugo Althöfer y José Vicente Rovira Sanroque Curso académico 2023-2024 2 Índice Resumen ................................................................................................................... 4 Abstract ..................................................................................................................... 4 Introducción .............................................................................................................. 5 Hipótesis ................................................................................................................ 7 Materiales y métodos ............................................................................................... 7 Área de estudio ..................................................................................................... 7 Diseño del muestreo ............................................................................................. 9 Fisicoquímica del agua ........................................................................................10 Química del agua ..................................................................................................11 □ Espectrofotometría visible ................................................................................11 □ Valoración a punto final ...................................................................................12 Determinación y métrica de fitoplancton ...........................................................12 Análisis estadísticos ............................................................................................13 Resultados ...............................................................................................................14 Fisicoquímica del agua ........................................................................................14 Química del agua ..................................................................................................16 Análisis estadísticos ............................................................................................18 □ Correlaciones ...................................................................................................18 □ Análisis de componentes principales (ACP) ....................................................19 Fitoplancton ..........................................................................................................21 Discusión .................................................................................................................23 Conclusiones ...........................................................................................................28 Bibliografía ...............................................................................................................29 Agradecimientos .....................................................................................................31 Anexos......................................................................................................................32 Fisicoquímica in situ ............................................................................................32 3 Química del agua ..................................................................................................33 Listado de fitoplancton de la Laguna del Ánade (primavera y otoño) .............34 Análisis de fitoplancton de la Laguna del Carrizo (LH2) ..................................35 □ Cubeta 1 (LH21) ..............................................................................................35 □ Cubeta 2 (LH22) ..............................................................................................36 4 Resumen Diferentes actividades mineras han originado diversos humedales artificiales en el sur de la Comunidad de Madrid y un ejemplo de ello es el complejo lagunar de las Lagunas de Horna, enclavadas en una antigua explotación de yesos. Se han estudiado en primavera, otoño e invierno las 4 lagunas de este complejo a nivel fisicoquímico y químico para conocer la dinámica del humedal en su conjunto y caracterizar cada una de las cubetas. Una de las lagunas más naturalizada presenta una singularidad peculiar durante periodos de estiaje, pues la lámina de agua se divide en dos cubetas secundarias totalmente aisladas. Esto, además de variar las condiciones fisicoquímicas y químicas del agua, influye sobre las comunidades de fitoplancton analizadas, demostrando que un humedal artificial puede llegar a ser complejo. Palabras Clave: Humedal artificial, complejo lagunar, química del agua, fitoplancton, limnología. Abstract Different mining activities have created diverse artificial wetlands in the south of the Community of Madrid and an example is the “Lagunas de Horna” wetland complex located in a former gypsum mining site. The four ponds of this complex have been studied in spring, autumn, and winter through physicochemical and chemical analyses to understand the dynamics of the entire wetland and characterize each of the basins. One of the most naturalized ponds presents a peculiar singularity during the dry season: the water layer is divided into two completely isolated secondary basins. Therefore, the physicochemical and chemical conditions of the water vary and influence the analyzed phytoplankton communities, demonstrating that an artificial wetland can become complex. Keywords: Artificial wetland, wetland complex, water chemistry, phytoplankton, limnology. 5 Introducción Los humedales como ecosistemas se definen, según el Convenio Ramsar (UNESCO, 1971), como “[...]superficies cubiertas de aguas, sean éstas de régimen natural o artificial, permanentes o temporales, estancadas o corrientes[...]’. Desde tiempos históricos se consideraban zonas insalubres y poco productivas que había que desecar para convertir en terrenos agrícolas (Fidalgo & Martín, 2022). En el contexto actual de Cambio Global se conoce bastante bien el papel de los humedales como fuente de servicios ecosistémicos (Racoviceanu et al., 2015), un cambio de paradigma que no solo beneficia a los humedales naturales, sino que gracias a este se empezaron a considerar los humedales de origen antrópico, humedales artificiales, como zonas a conservar por sus beneficios ambientales. La región sur de la Comunidad de Madrid se caracteriza por presentar una gran cantidad de humedales artificiales originados tras la extracción de áridos, mayoritariamente gravas (graveras) y arenas (areneros) siendo también destacable, pero menos frecuente, la extracción de yesos (yeserías). Las yeserías llegaron a ser frecuentes en el municipio de Getafe y sus yesos conocidos en toda la región (Real Pingarrón, 2020), siendo este un fiel reflejo de la naturaleza litológica de esta área madrileña. Este es el origen de las Lagunas de Horna, un humedal artificial naturalizado que constituye un complejo lagunar conformado por dos lagunas permanentes y dos lagunas temporales. Después del abandono en el año 1977 de la antigua yesería, el complejo lagunar y su entorno comenzaron a convertirse en un vertedero ilegal. Tras diferentes acciones reivindicativas realizadas por habitantes de Perales del Río a finales de los años 80, el Ayuntamiento de Getafe inició procesos de expropiación y desescombro para naturalizar el espacio (Ayuntamiento de Getafe, 1990). Con el transcurso del tiempo las lagunas se convierten en un espacio dedicado a la educación ambiental gestionado por el Colectivo Educativo APACHAS (1995-2013). Parte de este trabajo culmina con la inclusión de las Lagunas de Horna en el año 2004 en el Catálogo Regional de Embalses y Humedales de la Comunidad de Madrid (Comunidad de Madrid, 2004) y en el 2006 en el Inventario Nacional de Zonas Húmedas (Dirección General para la Biodiversidad, 2006), dada su relevancia científica y educativa (Comunidad de Madrid, 2018). 6 La gestión de las Lagunas de Horna es compartida entre la administración local y regional. Además, al ser un humedal catalogado, está sujeto a la realización de estudios oficiales para evaluar su calidad ambiental y monitorearlo. No obstante, 20 años después de su inclusión en dicho catálogo, la información científico-técnica existente sobre las Lagunas de Horna (Comunidad de Madrid, 2018) no es suficientemente detallada ni completa. Tal y como se puede comprobar en el Plan de Actuación sobre humedales catalogados de la Comunidad de Madrid (Comunidad de Madrid, 2018) en el apartado de identificación y características no se explica a qué laguna del complejo se refieren los listados de especies identificadas y los indicadores biológicos y fisicoquímicos del apartado de diagnóstico solo están estudiados en una de las lagunas permanentes. Esto puede suponer una dificultad a la hora de gestionar el humedal pues, como sucede con otros ecosistemas, el buen funcionamiento y la correcta conservación de los humedales, independientemente de su origen o tipología, depende estrechamente del conocimiento que exista sobre estos. Para ello, el seguimiento periódico de las variables fisicoquímicas del agua de estos ecosistemas constituye una tarea importante que ayuda a conocer su calidad y composición. Permite, además, evaluar y monitorear los posibles cambios sucedidos en las masas de agua para entender mejor la evolución e influencia de diferentes factores (temperatura, pH, concentración de nutrientes, etc.) que puedan intervenir en la dinámica de las comunidades biológicas de los humedales o detectar tempranamente diferentes eventos (anoxia, contaminación, etc.) que afecten a la buena conservación de estos ecosistemas. Es fundamental también conocer las características biológicas de los humedales y en este sentido juega un papel primordial el estudio de las comunidades fitoplantónicas, siendo el fitoplancton el conjunto de organismos plantónicos con capacidad fotosintética. Mediante el monitoreo del fitoplancton podemos obtener información a corto plazo al ser indicadores de la variación temporal de los niveles de nutrientes y a largo plazo señalando cambios en la dinámica y funcionamiento de los ecosistemas acuáticos (Bellinger y Sigee, 2010; Bonilla y O’Farrell, 2015). El fitoplancton es el principal responsable de la producción primaria en la columna de agua (Choi et al., 2016) y además conforma la base de las redes tróficas en los ecosistemas acuáticos leníticos (Lampman y Makarewicz, 1999), representando el principal recurso alimenticio para organismos de niveles tróficos superiores (zooplancton, macroinvertebrados, fases larvarias de vertebrados acuáticos, etc.). Estas características explican que el fitoplancton sea uno de los 7 elementos de calidad biológica utilizados para evaluar el estado ecológico de los lagos y embalses en nuestro país, tal y como está contemplado en el Protocolo de muestreo de fitoplancton en lagos y embalses (código: M-LE-FP-2013) (MITERD, 2013a) y en el Protocolo de análisis y cálculo de métricas de fitoplancton en lagos y embalses (código: MFIT- 2013) (MITERD, 2013b) para normalizar la valoración del estado ecológico. La elaboración de este trabajo pretende ampliar la información existente sobre el complejo lagunar e incrementar el conocimiento sobre la singularidad que pueden alcanzar estos humedales artificiales a nivel ecológico, prestando especial interés a la dinámica estacional de los parámetros fisicoquímicos de todas las lagunas y la evolución anual de las comunidades de fitoplancton de una de las lagunas permanentes. Hipótesis Hipótesis 1: Las características fisicoquímicas del agua son similares en todas las lagunas, independientemente de su hidroperiodo (lagunas temporales y lagunas permanentes) en diferentes épocas del año. Hipótesis 2: La composición y abundancia de las comunidades del fitoplancton de las dos cubetas en las que se divide en época de estiaje la Laguna del Carrizo, una de las lagunas permanentes, son similares. Materiales y métodos Área de estudio Las Lagunas de Horna (Fig. 1) se sitúan en la región sur de la Comunidad de Madrid, pertenecientes al municipio de Getafe, cerca del núcleo urbano de Perales del Río (UTM-ETRS89-30N X: 443933 m, Y: 4462215 m). Figura 1. Lagunas de Horna en la Comunidad de Madrid y en el municipio de Getafe. Fuente: Elaboración propia. 8 La lámina de agua del humedal tiene una superficie total de 1.05 ha, integrada por 4 vasos lagunares principales con una hidrología propia. El humedal está protegido por una valla perimetral y durante su catalogación se definió cartográficamente una Zona Tampón o de Protección de 5.31 ha alrededor de los límites naturales (orillas) de las lagunas, quedando parcialmente fuera del vallado. El complejo lagunar lo constituyen actualmente: la Laguna 1 “Laguna del Ánade’’ que es de carácter permanente; la Laguna 2 “Laguna del Carrizo” es semipermanente pues sufre estiaje algunos años, algo que unido a su propia batimetría (Ayuntamiento de Getafe, 1990) provoca que quede dividida en 2 cubetas diferenciadas, aunque en este trabajo se considera permanente; la Laguna 3 “Laguna de Temporada” es de carácter temporal y la Laguna 4 “Laguna de Drenaje”, temporal pero dependiente del aporte del excedente de la Laguna 1 por la existencia de una comunicación artificial creada por la última empresa que explotó la yesería (Ayuntamiento de Getafe, 1990). Su tipo de masa de agua asignada provisionalmente (Anexo II Real Decreto 817/2015 de 11 de septiembre) es: Tipo de lago L-T19 – Interior en cuenca de sedimentación, mineralización media temporal. Están definidas como un humedal artificial originado tras la extracción de yesos en una antigua yesería, abandonada en 1977 por la última empresa que trabajó en la zona, Yesos Horna. En esta área son frecuentes los materiales depositados en condiciones donde predominó la sedimentación química, correspondientes a la Unidad Inferior del Mioceno. Concretamente el humedal se sitúa sobre una formación masiva de yesos con intercalaciones de margas yesíferas, relativamente próximos o rodeados por zonas donde predominan los sedimentos aluviales de la cuenca Guadarrama-Manzanares (Molina, 2022). Las lagunas no están asociadas a ningún curso fluvial superficial, pero sí están próximas al acuífero Guadarrama-Manzanares. No existe nivel freático local, sino que sus láminas de agua son alimentadas por diferentes vías favorables de flujo debidas a alteraciones locales en las facies yeso-margosas, fruto de la extracción de los yesos. Topográficamente la Laguna 1 está más elevada y es de carácter permanente a diferencia del resto de lagunas que presentan estiajes en mayor o menor medida. La relación hidrogeológica del complejo lagunar puede definirse como dos subsistemas, uno sulfatocálcico (Laguna 1) y otro sulfatomagnésico (Laguna 2). Todo ello en conjunto nos dice que existen al menos dos aportes del acuífero diferentes a través 9 de diferentes sistemas de fracturación y las alteraciones ya citadas, dándonos idea de la complejidad del sistema hidrogeológico del humedal (Molina, 2022). Esta relación no solo es interesante desde el punto de vista hidrogeológico, sino que también, conociendo la direccionalidad del flujo de aporte, es útil para detectar posibles contaminantes o filtraciones de nutrientes desde las zonas periféricas, como pudiera ser el aporte de nitratos o de otros lixiviados desde los cultivos e infraestructuras aledañas. Diseño del muestreo Con objeto de facilitar el tratamiento de los datos obtenidos y una mejor comprensión de estos, se asignó a cada cubeta lagunar un código alfanumérico (Fig. 2): LH1 (Laguna 1), LH21 (cubeta norte de la Laguna 2), LH22 (cubeta sur de la Laguna 2), LH3 (Laguna 3) y LH4 (Laguna 4). Para realizar la caracterización fisicoquímica de las 4 lagunas y conocer la posible variabilidad anual de las condiciones fisicoquímicas y de las comunidades fitoplanctónicas, contrastando así las hipótesis planteadas, se planificaron tres muestreos en épocas con marcadas diferencias en cuanto a las condiciones hidrológicas: muestreo-1 (primavera, 15 de junio de 2023), muestreo-2 (otoño, 7 de noviembre de 2023) y muestreo-3 (invierno, 29 de febrero de 2024). La toma de muestras y mediciones se realizaron vadeando las lagunas y se estandarizaron definiendo los sitios de muestreo de cada cubeta que se ubicaron unos dos metros Figura 2. Localización de las diferentes cubetas en el complejo. Fuente: Elaboración propia. 10 aguas adentro respecto de las orillas. Para contrastar la hipótesis 1 se realizó una caracterización fisicoquímica in situ de las aguas de las lagunas, midiendo su temperatura, su pH, su conductividad eléctrica y su contenido en oxígeno disuelto. También se recogieron muestras integradas del agua de cada cubeta desde una profundidad de 1 m hasta la superficie siempre que fuese posible, para analizar su contenido en fósforo presente en fosfatos, nitrógeno presente en nitratos, nitrógeno presente en nitritos, nitrógeno presente en amonio, sulfatos y cloruros. Las muestras de agua se recogieron con envases de polietileno de 1 L aclarados con el agua del mismo sitio donde se recoge la muestra y previamente lavados con detergente sin fosfatos y agua destilada. Todas las muestras de agua una vez recogidas fueron trasladadas al laboratorio en oscuridad y a 4 ºC, para ser analizadas lo antes posible. En lo que a la hipótesis 2 se refiere, las muestras de fitoplancton se recogieron de forma integrada desde una profundidad de 1 m aproximadamente hasta la superficie, en el mismo sitio donde se recogió la muestra de agua para el estudio fisicoquímico, en botellas de vidrio ámbar de 1 L. Las muestras se fijaron con Lugol, siguiendo el protocolo, conservando todas ellas en oscuridad hasta el laboratorio, donde se mantuvieron refrigeradas a 4ºC. Fisicoquímica del agua La caracterización fisicoquímica in situ de las aguas de las lagunas se realizó mediante una sonda multiparamétrica Hanna HI 769828, equipada con un cable de 4 metros de longitud y con sensores de presión atmosférica, temperatura y oxígeno disuelto (Hanna HI 769828-2), pH (Hanna HI769828-1) y conductividad eléctrica (Hanna HI 769828-3). En cada muestreo se midieron en el agua, la temperatura (t, °C), pH, conductividad eléctrica (CE, µS/cm), contenido en oxígeno disuelto (DO, mg/L) y su porcentaje de saturación (SatDO, %). La calibración de los electrodos de pH y CE se realizó los días previos a los muestreos 1 y 2, para el pH a tres puntos mediante patrones de 4, 7 y 9 unidades de pH y patrones de 12 mS/cm para la CE, comprobando dicha calibración en campo antes de comenzar las mediciones. Para el muestreo 3 se empleó la solución de calibración rápida (Quick Calibration SolutionⓇ Hi9828-20) de pH = 7 y CE = 5 mS/cm. El sensor de OD se calibró siempre in situ a 100 % Saturación de OD (SatOD,%) en aire húmedo. Los valores de pH y CE se expresan a una temperatura de referencia de 25 ºC. 11 Química del agua Previamente a las determinaciones químicas, las muestras de agua se llevaron a temperatura ambiente (20-25 ºC) y posteriormente se filtraron por membrana al vacío, con filtros de microfibra de vidrio de tamaño de poro 1,2 µm. Una vez filtradas fueron analizadas en el laboratorio por duplicado, lavando previamente y entre análisis todo el material con agua desionizada y jabón sin fosfatos. Se analizaron los fosfatos como parte del fósforo reactivo disuelto (SRP), los nitratos, nitritos y amonio como formas del nitrógeno reactivo disuelto (SRN) y los sulfatos de la fracción disuelta con un espectrofotómetro HACHⓇ DR/2010, siguiendo los protocolos de la propia casa (HACH, 1992 y 1997). También se analizaron los cloruros mediante valoración colorimétrica con un Digital Tritator HACHⓇ (Model 16900). En los muestreos de primavera y otoño se midieron los nitratos y fosfatos directamente in situ con el espectrofotómetro HACHⓇ DR/1900 siguiendo los mismos protocolos ya citados y en el caso del muestreo de primavera fueron los únicos parámetros químicos que se midieron. □ Espectrofotometría visible • Fosfatos (PO4 3-, mg/L)). Método del fósforo reactivo (Ortofosfato – ácido ascórbico, HACH, 1992). Se usó el método ácido ascórbico (ref. HACH Method 8048) para un rango de concentración de 0-2.50 mg/L de PO4 3- a λ = 890 nm y con reactivo PhosVer3Ⓡ. Precisión: ± 0.01 mg/L, para patrones de 1 mg/L (PO4 3-). Los resultados se pueden expresar en forma de P-PO4 3- (mg/L), dividiendo por el factor 3.07. • Nitratos (N-NO3 -). Método de la reducción por cadmio (HACH, 1992). Se utilizó el método HR (Alto rango, ref. HACH Method 8039) para concentraciones de 0-30 mg/L de N-NO3 - a λ = 500 nm y con reactivo NitraVer5Ⓡ. Precisión: ±0.8 mg/L para patrones de 20 mg/L (N-NO3 -). Los resultados obtenidos en forma de N-NO3 - (mg/L) se pueden expresar en forma de NO3 - (mg/L), multiplicando por el factor 4.4. • Nitritos (N-NO2 -). Método de diazotización (HACH, 1992). Método LR (Bajo rango, ref. HACH 8507) para concentraciones de 0 a 0.300 mg/L de N-NO2 - a λ = 507 nm y con reactivo NitriVer3Ⓡ. Precisión: ± 0.0011 mg/L con patrones de 0.100 mg/L (N-NO2 - 12 ). Los resultados obtenidos en forma de N-NO2 - (mg/L) pueden expresarse como NO2 - (mg/L) multiplicando por el factor 3.3. • Amonio (N-NH4 +). Método de Nessler (HACH, 1992). Se usó el método de Nessler (ref. HACH 8038) para concentraciones de 0-2.50 mg/L de N-NH4 + a λ = 425 nm y con reactivo de NesslerⓇ. Precisión: ±0.015 mg/L con patrones de 1 mg/L (N-NH4 +). Los resultados expresados en forma N-NH4 + (mg/L) pueden expresarse en forma de NH4 + (mg/L) multiplicando por el factor 1.29. • Sulfatos (SO4 2-). Método de SulfaVer 4Ⓡ (HACH, 1992). Este método (ref. HACH 8051) se utiliza para concentraciones 0-70 mg/L de SO4 2- a λ = 450 nm y con el reactivo SulfaVer 4Ⓡ. Precisión: ±0.9 mg/L con patrones de 50 mg/L (SO4 2-). □ Valoración a punto final • Cloruros (Cl-). Método del nitrato de mercurio (HACH, 1996). Se utilizó este método (ref. HACH 8206) para concentraciones de 40-160 mg/L, 100-400 mg/L y 200-800 mg/L de Cl- respectivamente con los cartuchos de reactivos HACHⓇ 0.2256 (N Hg(NO3)2) y HACHⓇ 2.256 (N Hg(NO3)2), además del reactivo indicador Difenilcarbazona HACHⓇ. Los resultados, tras multiplicar el número de gotas necesarias en la valoración del reactivo principal por un factor de conversión relacionado a este, se expresan como Cl- (mg/L). Determinación y métrica de fitoplancton Para determinar los diferentes taxones de fitoplancton y calcular el biovolumen, se ha utilizado el Protocolo de análisis y cálculo de métricas de fitoplancton en lagos y embalses (Código: MFIT-2013, Versión 2) (MITERD, 2016), especialmente diseñado para el seguimiento de la calidad de las aguas y la clasificación del estado ecológico de lagos y embalses en España. La observación del fitoplancton se ha realizado con un microscopio invertido Motic AE2000 con objetivos 4x, 10x, 20x y 40x, equipado además con una cámara digital y conectado a un ordenador. Cada muestra, tal y como dicta el protocolo, se aclimató durante al menos 12 h a temperatura ambiente (25 ºC), se homogeneizaron y se pusieron a sedimentar 50 mL durante 48 h en cámaras de Utermöhl. 13 Antes de realizar los conteos se observaron las muestras a diferentes aumentos para determinar los diferentes taxones presentes. En el caso de que no hubiera habido casi alteración en la distribución de los organismos, se realizó posteriormente el contaje en la misma muestra, o bien en una nueva sin alterar, buscando siempre que la distribución fuera al azar. Los conteos y cálculos del número de células por unidad de volumen de muestra se han realizado mediante las técnicas explicadas a continuación. ● Recuento por transectos. Los organismos se cuentan en 1 transecto que recorre el diámetro de la cámara, llegando al menos a los 40 individuos contados por taxon. N = X·[(A·d)/(a·v)] ● Recuento de la cámara completa. Cuando en el recuento por transectos no se alcance un recuento de 40 individuos en los taxones de gran tamaño, se cuenta la cámara entera. N = X·d / v Siendo, para ambos casos: ● N = número de células en la muestra (cél/mL); ● X = número medio de células contadas por campo; ● A = área de la cámara; ● v = volumen de muestra sedimentado en la cámara; ● a = área del transecto; ● d = factor de dilución o de concentración de la muestra (si se ha diluido o concentrado, según la densidad de algas). El cálculo del biovolumen de fitoplancton de cada muestra se ha efectuado siguiendo el mismo protocolo anterior, y utilizando la información asociada a la base de datos TAXAGUA v.2 (2013), donde figuran fórmulas de volumen para cada especie concreta según su morfología. Una vez obtenidos los biovolúmenes totales se ha utilizado el Índice de Nixdorf (Nixdorf, et al., 2001) para definir el estado trófico de las cubetas. Análisis estadísticos Los datos fisicoquímicos y químicos obtenidos se han analizado con el software IBM SPSS Statistic versión 29.0.2.0 (2023). Para analizar la relación entre ambos tipos de parámetros se ha realizado una prueba de correlaciones no paramétricas Rho de 14 Spearman con una significación bilateral y un intervalo de confianza del 95%, siendo el nivel crítico α=0.05. Posteriormente se ha realizado un análisis de componentes principales (ACP) con objeto de trasladar gráficamente las relaciones entre parámetros a las relaciones entre cubetas para los diferentes momentos del año (primavera, otoño e invierno) y ver si existe similitud entre ellas o conforman entidades aisladas. Se utilizó una rotación ortogonal Varimax para ayudar en la interpretabilidad. Resultados La situación hidrológica de las lagunas en primavera fue la de menor llenado, momento en el que las lagunas LH3 y LH4 no presentaban lámina de agua. El llenado máximo de las cubetas se apreciaba visualmente en el tercer muestreo, correspondiente al invierno. Fisicoquímica del agua Los resultados obtenidos en las mediciones fisicoquímicas realizadas in situ en las tres campañas de muestreo (primavera, otoño e invierno) se muestran en la Figura 3 (3a-3e) y en las Tablas I a V de los Anexos. La temperatura del agua (t, Fig. 3a) mantiene cierta estabilidad en todas las cubetas y una evolución esperada a lo largo de las 3 campañas, con valores en torno a los 20 ºC en primavera, 10 ºC en otoño y 8-9 ºC en invierno. Los valores de temperatura de LH4 son siempre inferiores respecto a las demás cubetas con una máxima de 8.66 ºC y mínima de 4.99 ºC en otoño e invierno, respectivamente. El pH (Fig. 3b) se mantiene estable en LH1 con un valor cercano a pH = 7 durante todo el año, pero en el resto de los sitios, aumenta coincidiendo con la subida del nivel de agua en las cubetas, alcanzando valores básicos cercanos a pH = 9 o incluso pH = 10 en el caso de LH22. El oxígeno disuelto (OD, Fig. 3c) y su saturación (SatOD, Fig. 3d) son los parámetros que muestran los valores más variables, como era esperable dada su dependencia de la radiación solar recibida y la actividad biológica (balance Producción/Respiración), del viento (difusión turbulenta) y de la temperatura del agua, entre otros factores. Los valores mínimos de oxígeno en LH1 y LH22 se dan en primavera, subiendo en ambas cubetas conforme avanza el año; en LH21 los máximos se dan en primavera y los mínimos en otoño. En LH3 y LH4, la concentración de OD y su saturación (SatOD) alcanzan valores máximos en invierno, presentando LH3 una sobresaturación de oxígeno disuelto. La conductividad eléctrica (CE, Fig. 3e) nos indica que se tratan de aguas mineralizadas y existen ciertas similitudes entre diferentes cubetas, oscilando los valores entre 2163 15 y 7927 µS/cm. En LH1 la CE decrece paulatinamente conforme aumenta el llenado de la cubeta, manteniendo valores similares con LH4 en el rango 2800-2100 µS/cm. Para las dos cubetas de la Laguna 2 inicialmente los valores de conductividad son bastante diferentes en primavera, 7927 µS/cm y 6830 µS/cm respectivamente. Descienden estos valores conforme ambas van reconectándose en otoño, 4824 µS/cm y 4772 µS/cm, hasta ser prácticamente similares en invierno con valores de 3024 µS/cm y 3051 µS/cm en LH21 y LH22 respectivamente. La CE de LH3 se mantiene ciertamente estable sin apenas variación de otoño a invierno, valores de 4716 µS/cm y 4305 µS/cm. Figura 3(a-e): Valores fisicoquímicos del agua de las Lagunas de Horna. 16 Química del agua Los resultados obtenidos en el análisis de la química del agua se muestran en la Figura 4 (4a-4f) y en las Tablas VI a XX de los Anexos. En cuanto a los principales iones presentes en el agua, los aniones cloruro (Cl-) (Fig. 4a) se encuentran en un rango muy dispar (80-600 mg/L de Cl-), siendo 7 veces mayor el máximo que el mínimo; los aniones sulfato (SO4 2- ) en cambio (Fig. 4b) son menos variables (2250-4400 mg/L de SO4 2-). En LH1 y LH4, encontramos las menores concentraciones de cloruros de todas las cubetas en torno a 80 mg/L de Cl-, con un máximo de 100 mg/L en LH1 durante el invierno. En cuanto a los sulfatos, los valores de ambas cubetas son estables y homólogos a lo largo del año (2200-2400 mg/L de SO4 2-). En LH21 y LH22, los sulfatos se mantienen estables con cierto descenso entre el segundo y tercer muestreo, pero con valores similares en torno a 3000 mg/L en ambas cubetas. Son los cloruros los que marcan cierta diferencia ya que de otoño a invierno aumentan en LH21, 179-182 mg/L y descienden en LH22, 210-176 mg/L, una vez ambas se reconectan tras el llenado de la laguna completa. El caso más llamativo es el de LH3, pues ambos parámetros aumentan considerablemente según se produce el llenado de la cubeta. Los cloruros pasan de 299 mg/L a 633 mg/L y los sulfatos de 3300 mg/L a 4400 mg/L. En cuanto a las diferentes formas de N reactivo disuelto (SRN) y de P reactivo disuelto (SRP) se aprecia una variación estacional. En el caso del nitrógeno predomina una forma u otra según la época y se calculó además la cantidad de nitrógeno inorgánico disuelto (DIN). El nitrógeno en forma de nitrito (N-NO2 -) se encuentra en cantidades muy pequeñas en todas las cubetas y sin apenas variación a lo largo del año con valores situados entre 0.01 y 0.06 mg/L (Fig. 4e). En LH1 el nitrógeno se encuentra predominantemente en forma de nitrato (N-NO3 -) durante todo el año con una subida drástica en invierno a 3.9 mg/L (Fig. 4d). Destaca en otoño la similitud entre el valor del nitrógeno en forma nitrato, 0.48 mg/L, y el de nitrógeno en forma de amonio, 0.40 mg/L, si bien la concentración de este último (Fig. 4f) decrece en dicha laguna con el paso del tiempo hasta un valor de 0.24 mg/L. En LH4 el nitrógeno sigue una evolución similar en ambas formas, aumenta la forma de nitrato (Fig. 4d), 1 a 2.1 mg/L, y decrece en forma de amonio (Fig. 4f), 0.26 a 0.15 mg/L, de otoño a invierno respectivamente. Para LH3 la forma predominante de nitrógeno es el amonio con una concentración de 0.82-0.85 mg/L sin variación estacional apreciable (Fig. 4f). En esta cubeta el 17 nitrógeno presente en la forma nitrato experimenta cierto descenso de 0.4 mg/L a 0.35 mg/L entre otoño e invierno (Fig. 4d). Llama la atención la situación para estos parámetros en las dos subcubetas de la Laguna 2. En LH21 hay un valor máximo considerable de nitrógeno presente en la forma nitrato en primavera, 3.61 mg/L, que va disminuyendo a lo largo del año hasta un valor de 2.05 mg/L (Fig. 4d). Ocurre lo mismo con la forma amonio, aunque éste en otoño se encuentra en menor cantidad, 0.5 mg/L y desciende de forma más paulatina hasta 0.15 mg/L en invierno (Fig. 4f). Para LH22, los valores de la forma nitrato descienden en otoño respecto a los valores de primavera, 0.83-0.48 mg/L, pero vuelven a aumentar en invierno hasta un valor de 1.8 mg/L tras el llenado de la laguna completa (Fig. 4d). Los valores de nitrógeno presente en la forma amonio pasan de 0.5 a 0.15 mg/L (Fig. 4f), resaltando que sea la forma predominante de nitrógeno en otoño, al contrario que en LH21. El fósforo presente en forma fosfato (P-PO4 3-) experimenta en todas las lagunas un aumento durante el invierno, pero en diferentes proporciones (Fig. 4b). En LH1 los valores se mantienen estables en primavera y otoño, 0.05-0.04 mg/L respectivamente y alcanzan un valor máximo de 0.17 mg/L en invierno. En LH4 aumentan entre otoño e invierno, pasando de 0.02 mg/L a 0.07 mg/L, respectivamente. Para los valores de las dos cubetas de la Laguna 2 la evolución es similar, partiendo de una concentración en primavera de 0.03 mg/L que se mantiene constante en otoño. Es en invierno cuando en LH21 se alcanza un valor de 0.37 mg/L y en LH22 de 0.06 mg/L, una vez vuelven a estar reconectadas ambas. En LH3 el fósforo crece considerablemente en invierno, pasando de un valor de 0.11 mg/L a un valor máximo de 0.53 mg/L. Un parámetro interesante es la relación nitrógeno/fósforo, N/P, que integra el nitrógeno inorgánico disuelto y el propio fósforo inorgánico total, ya que ambos son nutrientes esenciales para la vida acuática y en especial para los productores primarios. En LH1 esta relación se mantiene similar entre otoño e invierno con un valor próximo a 24. Para el resto de las lagunas la relación N/P fluctúa entre dichas estaciones. Por ejemplo, en LH3 esta relación pasa de 11.35 a 2.03 y en LH4 de 55.26 a 31.40. La relación N/P en LH21 pasa de 138.77 a 5.98 y en cambio en LH22 de 34.61 a 24.68. 18 Análisis estadísticos □ Correlaciones Teniendo en cuenta el número de datos obtenidos, se han analizado N=13 muestras de agua para todos los parámetros fisicoquímicos, fósforo en la forma fosfato y nitrógeno en la forma nitrato y N=10 muestras de agua para el resto de los parámetros químicos. Se han eliminado previamente SatOD, la relación N/P y el valor de nitrógeno inorgánico disuelto DIN, dado que sus efectos ya están representados en otros Figura 4(a-f): Valores de la química del agua de las Lagunas de Horna. 19 valores. Se ha realizado el análisis de correlaciones no paramétricas Rho de Spearman (Tabla 1), considerándose únicamente aquellas que sean significativas (α=0.05). Podemos observar una correlación negativa significativa entre la temperatura (t) y el pH con un coeficiente de correlación de -0.835. También muestran correlación significativa el oxígeno disuelto (OD) y el fósforo en forma fosfato (P-PO4 3- ) con un coeficiente de correlación de 0.606. La conductividad eléctrica (CE) muestra correlaciones significativas con el nitrógeno en forma de amonio (N-NH4 +), el anión cloruro (Cl-) y el anión sulfato (SO4 2-) con coeficientes de correlación de 0.774, 0.709, 0.857 respectivamente. El nitrógeno en la forma nitrato (N-NO3 -) tiene una correlación significativa negativa con el nitrógeno en forma amonio (N-NH4 +) con un coeficiente de correlación de -0.719. A su vez, el nitrógeno en forma amonio (N-NH4 +) presenta una correlación con el anión cloruro (Cl-) y el anión sulfato (SO4 2-) de 0.659 y 0.755 respectivamente. Por último, también presentan correlación significativa el anión cloruro (Cl-) y el anión sulfato (SO4 2-) con un coeficiente de correlación de 0.918. Tabla 1: Correlaciones de parámetros fisicoquímicos según el análisis Rho de Spearman. □ Análisis de componentes principales (ACP) Una vez estudiadas las correlaciones entre parámetros, se han trasladado estas a un análisis de componentes principales cuyos resultados se han representado gráficamente tal y como se muestra en la Figura 5. Para mejorar el análisis e incrementar la varianza explicada en la definición de los componentes principales, se han eliminado algunos parámetros puesto que su valor y/o efecto ya está incluido en Rho de Spearman t pH OD CE P-PO4 3- N-NO3 - N-NO2 - N-NH4 + Cl- SO4 2- C o e fi c ie n te d e c o rr e la c ió n t -- pH -,835* -- OD -,033 ,000 -- CE ,560* -,374 -,192 -- P-PO4 3- -,238 ,440 ,606* -,343 -- N-NO3 - -,173 -,116 ,072 -,154 -,140 -- N-NO2 - -,362 -,075 -,467 ,262 -,469 ,556 -- N-NH4 + ,530 ,018 -,110 ,774* -,024 -,719* -,282 -- Cl- ,152 ,273 ,309 ,709* ,517 -,456 -,112 ,659* -- SO4 2- ,280 ,061 ,152 ,857* ,280 -,424 ,088 ,755* ,918* -- N=13 en t, pH, OD, CE, P-PO4 3- y N-NO3 - N=10 en N-NO2 -, N-NH4 +, Cl- y SO4 2- *● La correlación significativa con p < 0,05 (bilateral). 20 otros. Estos han sido: porcentaje de saturación de oxígeno disuelto (ODSat), cantidad de nitrógeno inorgánico disuelto (DIN) y la relación nitrógeno-fósforo (N/P). Del mismo modo, la ausencia de datos en primavera por las condiciones de estiaje en LH3 y LH4 o al no haberse medido el nitrógeno en forma nitrito (N-NO2 -), el nitrógeno en forma de amonio (N-NH4 +) y los iones cloruro (Cl-) y sulfato (SO4 2-) en LH1, LH21 y LH22, se ha sustituido por la media de los datos obtenidos para esos parámetros en el resto de las épocas. El análisis proporciona 4 componentes principales que explican en conjunto el 87.23% de la varianza (35.84%, 25.29%, 14.12% y 11.97% de la varianza total, respectivamente), pero para poder representarlos seleccionamos el componente 1 (eje X) y el componente 2 (eje Y) que acumulan el 61.14% de la varianza total explicada (Fig. 5). El componente 1 está definido en sentido positivo por el anión cloruro (Cl-; posición en el eje X: 0.970), el anión sulfato (SO4 2-; posición en el eje X: 0.866), el nitrógeno en forma amonio (N-NH4 +; posición en el eje X: 0.816) y el fósforo en forma fosfato (P-PO4 3-; posición en el eje X: 0.752); en sentido negativo por el nitrógeno en forma nitrato (N-NO3 -; posición en el eje X: -0.493) y en forma nitrito (N- NO2 -: posición en el eje X: -0.419). Para el componente 2, los parámetros que lo definen en sentido positivo son la temperatura (t; posición en el eje Y: 0.846) y la conductividad eléctrica (CE; posición en el eje Y: 0.822); en sentido negativo el pH (posición en el eje Y: -0.689) y el oxígeno disuelto (OD; posición en el eje Y: -0.498). Como se puede apreciar (Fig. 5) las muestras de agua de primavera quedan aisladas de las de otoño y las del invierno, siendo un factor explicativo para esta época la temperatura (t) y la conductividad eléctrica (CE) y estando todas las muestras de agua de LH1, LH21 y LH22 agrupadas en esta época. En otoño e invierno las muestras de agua de LH1 y LH4 están agrupadas, siguiendo el factor explicativo del componente 1, la cantidad de nitrógeno en forma nitrato (N- NO3 -) y en forma nitrito (N-NO2 -) y en el caso del componente 2, siendo importante el pH y el oxígeno disuelto (OD) para definir las muestras de LH4 en invierno. Durante el otoño las muestras de aguas de LH21, LH22 y LH3 configuran una agrupación definida, pero sin situarse en valores cercanos a los extremos. Definidos por el pH para el componente 2 y del mismo modo por el anión cloruro (Cl-), el anión sulfato (SO4 2-), el nitrógeno en forma amonio (N-NH4 +) y el fósforo en forma fosfato (P-PO4 3-) para el componente 1. En invierno las muestras de aguas de LH21 y LH22 quedan agrupadas, pero se diferencian por el valor de pH y oxígeno disuelto (OD) como indica 21 el componente 2. Para esta misma época la muestra de LH3 se aisla del resto de cubetas en el extremo definido por el cloruro (Cl-), el sulfato (SO4 2-), el nitrógeno en forma amonio (N-NH4 +) y el fósforo en forma fosfato (P-PO4 3-) para el componente 1. Fitoplancton Para LH1 se han determinado los taxones presentes en las muestras de los dos primeros muestreos, primavera y otoño, momentos del año con marcadas diferencias hidrológicas tal y como se muestra en el listado de los anexos. La mayoría de las especies que han aparecido son filamentosas del grupo Cyanophyceae. En el caso de LH2, dada la evolución anual tan diferente de los valores fisicoquímicos y químicos de las dos cubetas, el estudio del fitoplancton se ha realizado de forma más detallada realizando el cálculo del biovolumen total para los tres momentos del año, recogidos en la Tabla XI y Tabla XII de los anexos y la Figura 6a-e. Los valores de biovolúmenes totales corresponden a la suma de biovolúmenes por especies, salvo algunos casos en que únicamente se han podido identificar los ejemplares a nivel de clase o familia (Fig. 6a). En primavera los biovolúmenes son bastante bajos en ambas cubetas (Fig. 6b). Para esta época LH21 tiene un biovolumen de 1.16x10-3 mm3/L, correspondiendo el 53% al grupo Chlorophyceae s.l (52% Trochiscia sp. y 1% Tetrastrum sp.), 24% a Euglenophyceae (Trachelomonas volvocina) y un 22% a Dinophyceae (Gymnodinium Figura 5: Representación de los valores frente a los dos primeros componentes del ACP. Primavera (P)●, otoño (O)●, invierno(I)●. 22 sp). En cambio, LH22 tiene un biovolumen de 5.02x10-4 mm3/L correspondiendo un 67% a Chlorophyta s.l (Trochiscia sp.) y un 33% a Dinophyceae (Gymnodinium sp). Durante el otoño el biovolumen de ambas cubetas aumenta (Fig. 6c), sobretodo en LH22 muy considerablemente. Aparece en LH21 un valor de biovolumen de 5.6x10-2 mm3/L correspondiendo un 71.4% al grupo Cyanophyceae (Lyngbya sp.), un 17% corresponde a Bacillariophyceae (Diatomeas de las especies: 0.05% Navicula sp1., 0.01% Navicula sp2., 5% Nitzschia sp1., 7.5% Nitzschia sp2. y 4% Pinnularia sp.) y un 11.6% a Dinophyceae (Peridinium cinctum/willei). La cubeta LH22, en esta época tiene un biovolumen de 8.13 mm3/L correspondiendo el mayor porcentaje, un 63.8%, al grupo Cryptophyceae (32% Cryptomonas marsonni, 29% Cryptomonas erosa, 2% Cryptomonas caudata, 0.25% Rhodomonas pusilla, 0.09% Cryptomonas tenuis, 0.06% Plagioselmis nannoplanctica), un 35% a Dinophyceae (Peridinium cinctum/willei), un 0.73% a Bacillariophyceae (0.38% Navicula sp1. y 0.38% Nitzschia sp1.) y un 0.11% al grupo Chrysophyceae (Chrysocromulina sp). En invierno el biovolumen aumenta en LH21 y disminuye en LH22 (Fig. 6d). El biovolumen de LH21 es de 2,97 mm3/L correspondiendo un 99.96 % a especies del grupo Cryptophyceae (63% Plagioselmis nannoplanctica, 21.2% Cryptomonas marsonni, 13% Plagioselmis lacustris, 2.4% Cryptomonas erosa, 0.15% Cryptophyceae 1 (especie no identificada)), un 0.03% del grupo Chlorophyta s.l (especie no identificada) y un 0.01% Bacillariophyceae (Nitzschia sp3.). Para LH22 el biovolumen tiene un valor de 1.08 mm3/L del cual un 99.96% corresponde al grupo Cryptophyceae (38.77% Plagioselmis nannoplanctica, 21% Cryptomonas marsonni, 19.38% Plagioselmis lacustris, 19.38% Cryptomonas erosa, 0.92% Rhodomonas pusilla y 0.25% Cryptomonas tenuis) y un 0.04% a Bacillariophyceae (Nitzschia sp3.). Siguiendo el Índice de Nixdorf que utiliza el biovolumen para definir el estado trófico de lagos y embalses (Nixdorf et al., 2001), podemos decir que en primavera ambas subcubetas son oligotróficas. En otoño LH21 continúa siendo oligotrófica mientras que LH22 pasa a ser eutrófica, cercana a hipertrófica. En invierno LH21 pasa a ser eutrófica y LH22 mesotrófica. 23 Discusión Las Lagunas de Horna son un complejo lagunar poco estudiado. La información más reciente es la recogida en el Plan de Actuación sobre Humedales Catalogados de la Comunidad de Madrid (Comunidad de Madrid, 2018) que se centra sobre todo en la Laguna del Ánade (LH1) en un único momento del año. El análisis más completo de las características fisicoquímicas de todas las cubetas del complejo es el que consta en el Estudio Medioambiental de las Lagunas de Perales (Ayuntamiento de Getafe, 1990), realizado antes de alcanzar el grado de naturalización actual. En este trabajo se ha obtenido información sobre la fisicoquímica de las cuatro lagunas en tres momentos del año (primavera, otoño e invierno) para las lagunas permanentes y dos momentos del año (otoño e invierno) para las lagunas temporales, dado el estiaje que presentaban en primavera. Del mismo modo se han completado las tablas de taxones de fitoplancton encontrados en la Laguna del Ánade (LH1) y además se ha cuantificado la presencia de fitoplancton calculando el biovolumen para ambas Figura 5(a-e): Biovolúmenes de fitoplancton de las dos cubetas de la Laguna del Carrizo (LH21 y LH22). 24 cubetas de la Laguna del Carrizo (LH21 y LH22). De forma paralela a este estudio se ha realizado una evaluación rápida del estado ecológico del humedal (García Bravo, 2024) a través de la metodología CRAM (California Rapid Assessment Method for Wetlands, 2013a, 2013b) cuyos resultados se ponderan de mejor a peor estado de conservación, LH2>LH1>LH4>LH3. Hay que destacar inicialmente que la primavera de 2023 ha tenido un carácter extremadamente cálido (AEMET, 2024) por lo que al comienzo del estudio las condiciones eran muy similares a las de verano con las lagunas temporales totalmente secas. Las precipitaciones del último cuatrimestre de 2023 y el primer trimestre de 2024 (AEMET, 2024) han favorecido el llenado completo de todos los vasos lagunares del complejo, facilitando la interpretación de los datos obtenidos y la designación de diferentes singularidades asociadas a las cubetas. Mediante el diseño muestral propuesto se han podido comprobar las hipótesis planteadas. Existe una diferencia significativa en los parámetros fisicoquímicos de las lagunas, ya no solo entre lagunas permanentes y temporales, sino dentro de cada una de estas categorías para las diferentes épocas del año. En primer lugar, la temperatura del agua, t (ºC), es una variable muy importante para el desarrollo de los fenómenos de naturaleza física, química o biológica que ocurren en el agua. Afecta, por ejemplo, a la solubilidad de los gases, la propia densidad del agua o incluso las reacciones biológicas, pues todas tienen un óptimo de temperatura para poder realizarse (Catalán Lafuente, 1981). Este es un parámetro que define las lagunas para las diferentes épocas, presentando todas las lagunas a lo largo del año una evolución esperada. La Laguna de Drenaje (LH4) muestra valores de temperatura siempre bajos respecto al resto y esto se debe a la cantidad de insolación que recibe, muy pequeña a lo largo del día, fruto del propio desnivel de la cubeta y la mayor cobertura vegetal en los alrededores. En el caso del pH del agua, su relevancia incide en las reacciones químicas y biológicas que ocurren en esta, aumentando o disminuyendo la ionización de determinados ácidos débiles y alterando el efecto tampón, lo que varía la precipitación de determinadas especies y compuestos químicos, sales (Catalán Lafuente, 1981). Es un valor que define la identidad individual de cada laguna. La Laguna del Ánade (LH1) es la que presenta una mayor capacidad de tamponamiento, pues su pH apenas varía en todo el año, manteniéndose en valores neutros (pH = 7). En el resto de las 25 lagunas el pH aumenta conforme pasan las estaciones, alcanzado valores de pH básicos. Las lagunas presentan un grado de mineralización considerable tal y como se puede observar en las concentraciones de iones cloruros y sulfatos de las muestras de agua, estando asociados a la litología de la zona. Ambos aparecen en mayor o menor concentración según por donde discurran las aguas que originan la lámina superficial de las lagunas (Molina, I., 2022) y son los iones más relacionados con la conductividad eléctrica, CE (Catalán Lafuente, 1981). Los cloruros provienen de deposiciones de antiguos mares y grandes lagos interiores, los sulfatos provienen de los yesos (Ca2SO4). Sus concentraciones no suelen variar apenas por lo que se consideran magnitudes conservativas, característica utilizada para caracterizar las masas de agua. Los valores de estos parámetros son equiparables en la Laguna del Ánade (LH1) y la Laguna de Drenaje (LH4), mostrando la relación que existe entre ellas a pesar de que una es permanente y la otra temporal, algo esperable dado que están conectadas artificialmente. En cambio, los valores de estos aniones para el caso de la Laguna del Carrizo (LH2) y la Laguna de Temporada (LH3) son diferentes. Sumado a la CE se aprecia también el efecto del hidroperiodo pues conforme las cubetas se llenan en otoño e invierno, disminuyen las concentraciones de estos iones y con ello también disminuye la propia CE. Sucede al contrario en primavera, comienza a bajar el nivel de agua y los iones se van concentrando, aumentando la CE. En la Laguna de Temporada (LH3) se da un aumento en invierno de los iones y la CE, esto indica que se encuentra más influenciada por yesos superficiales que por acción de la lluvia se disuelven y son arrastrados a la cubeta. Los nutrientes presentes en el agua actúan como magnitudes no conservativas dado que sus niveles varían por la actividad biológica, pudiendo ser indicativos de la complejidad de las comunidades de cada laguna. El nitrógeno y fósforo son elementos indispensables para los organismos fotosintéticos como el propio fitoplancton, siendo el fósforo por lo general un factor limitante dadas sus bajas concentraciones (Catalán Lafuente, 1981). Se espera que las cantidades de nitrógeno inorgánico disuelto (DIN) y fósforo inorgánico presentes en el agua disminuyan con el incremento de la actividad biológica. En el caso concreto de las dos cubetas de la Laguna del Carrizo, LH21 y LH22, los valores altos de biovolumen coinciden con valores pequeños de la relación N/P. Existen, no obstante, algunos valores demasiado altos de nitrógeno en forma de nitrato en la Laguna del Ánade (LH1) y la cubeta 1 (LH21) de la Laguna del Carrizo 26 que nos indica que puede estar sucediendo un proceso de filtración de abonos utilizados en los cultivos aledaños hacia los sistemas de aporte de las láminas de agua. En cuanto al oxígeno, sus valores fluctúan según prime la producción o el consumo en la actividad biológica que acontezca en las lagunas, pero no se puede establecer una relación directa entre ambas situaciones dado que no se han estudiado las comunidades biológicas en su conjunto ni se ha medido el oxígeno disuelto a diferentes horas del día. Relativo a este parámetro se ha detectado una diferencia muy destacable entre ambas cubetas de la Laguna del Carrizo pues la lámina de agua de LH21 presenta una sobresaturación de oxígeno en primavera mientras que en esta misma época LH22 presenta una hipoxia cercana a la anoxia. En otoño ocurre al contrario, LH21 presenta condiciones de hipoxia mientras que en LH22 hay presencia de oxígeno. Tras haber cuantificado el fitoplancton en ambas se esperaría que, al ser principalmente un productor primario, un valor de biovolumen elevado esté asociado a una mayor cantidad de oxígeno, pero no ocurre así. El fitoplancton también actúa como consumidor y cuando hay una gran cantidad, la relación producción-consumo llega a desacoplarse. Por lo tanto, al margen de la clasificación en base al hidroperiodo (permanente-temporal), podemos definir tres sistemas, uno que integra la Laguna del Ánade (LH1) y la Laguna de Drenaje (LH4), esperable si consideramos que están conectadas artificialmente, otro sistema conformado por la Laguna del Carrizo (LH2) y el último constituido por la propia Laguna de Temporada (LH3). Es especial el caso concreto de la Laguna del Carrizo (LH2) por cómo una estructura física que forma parte de la propia morfología de la cubeta principal aísla el sistema en dos cubetas en periodos de estiaje (LH21 y LH22). Esta condición que aparentemente es simple permite que se alcance una complejidad fisicoquímica y biológica que diferencia a ambas. Además, es la laguna que ha alcanzado mayor grado de naturalización en el complejo (García Bravo, 2024). Considerando las comunidades de fitoplancton podemos integrar todos los factores que influyen sobre las cubetas definiendo además el estado trófico según la época del año. En este estudio se ha comprobado que las comunidades y especies son diferentes cuando están aisladas, asimilándose cuando se reconectan tras el llenado completo por recolonización. El fitoplancton, dada su rápida dinámica poblacional y elevada tasa de crecimiento, responde rápidamente a los cambios ambientales (Bellinger y Sigee, 2010; Bonilla y O’Farrell, 2015). Podemos ver que los valores menores en la relación 27 N/P durante el otoño y el invierno respectivamente (Anexos: Tabla VII y Tabla VIII), coinciden con los picos de biovolumen del fitoplancton si comparamos ambas cubetas. En otoño, ambas cubetas tienen la misma concentración de fósforo y el mayor valor de biovolumen de fitoplancton se da en LH22 con un valor menor de nitrógeno inorgánico disuelto (DIN). El biovolumen mayoritario en esta cubeta para esta época del año corresponde a especies del grupo Cryptophyceae. Estas especies tienen una tasa de crecimiento bastante alta por lo que el gasto de nutrientes en este proceso podría explicar esa diferencia de nitrógeno inorgánico disuelto en ambas cubetas durante el otoño. Además, determinados taxones de este grupo presentan mixotrofía en aquellos momentos en que esta estrategia les supone una ventaja para la supervivencia. En cambio, durante el invierno ambas cubetas ya están reconectadas y tienen la misma concentración de nitrógeno inorgánico disuelto (DIN). El máximo de fitoplancton en esta época aparece en LH21 con una concentración mayor de fósforo. Al igual que en otoño, las especies mayoritarias en invierno son del grupo Cryptophyceae, encontrándonos en este momento que las comunidades se asemejan en ambas cubetas. Siguiendo a estos picos de biovolumen de las especies del grupo Cryptophyceae aparecen especies fagótrofas del grupo Dinophyceae, concretamente de los órdenes Peridiniales y Gimnodiniales. La propia dinámica de la laguna durante el llenado y el movimiento de las aguas dentro de las cubetas en épocas de lluvia explica la aparición de diatomeas, grupo Bacillariophyceae, a partir de otoño. Las diatomeas necesitan sílice para sintetizar sus estructuras externas, frústulos, de ahí que aparezcan cuando la masa de agua está en periodo de mezcla, algo que permite incorporar nutrientes que han quedado retenidos en los sedimentos o en las capas inferiores de la masa de agua. Los taxones del grupo Cyanophyceae aparecen en ambas cubetas en todas las épocas. Todas las especies identificadas son filamentosas del orden Oscillatoriales pero dado el tamaño medio de estas especies, se han tenido dificultades a la hora de determinarlas y calcular su biovolumen asociado. No obstante, los resultados de este estudio no arrojan conclusiones claras que expliquen las diferencias en las comunidades. El fitoplancton no solo responde a los cambios químicos valorados por las concentraciones de nutrientes, también responde a cambios en la cantidad de insolación (Gons y Rijkeboer, 1992), la turbidez o la temperatura (Zohary et al., 2021). En relación con esto último, ambas cubetas tienen diferente orientación y cobertura vegetal en las orillas, algo que puede condicionar las comunidades de fitoplancton de la laguna. Podemos ver con estas 28 especies la transición de taxones colonizadores a taxones tolerantes a condiciones de estrés (Olrik, 1994). Aunque no se ha cuantificado, la determinación de las especies de fitoplancton presentes en las muestras de primavera y otoño de la Laguna del Ánade (LH1), sugiere que también existen diferencias en las comunidades de fitoplancton entre las lagunas del complejo. Hubiese sido interesante medir la clorofila a, la turbidez del agua y la cantidad de materia orgánica disuelta en el agua, dado que podrían ayudar a explicar y entender mejor las diferencias en las comunidades fitoplanctónicas. El complejo lagunar de las Lagunas de Horna presenta multitud de singularidades y una dinámica del humedal ciertamente compleja. Actualmente se conoce el valor ecológico que pueden alcanzar los humedales artificiales, sobre todo habiéndose estudiado especies de fauna vertebrada como los anfibios (Gómez-Ramírez et al., 2023) o detectarse la presencia de especies que definen Hábitats de Interés Comunitario (Comunidad de Madrid, 2022) en estos ecosistemas artificiales. Los resultados de este estudio muestran que los humedales artificiales también pueden llegar a ser relevantes desde un punto de vista limnológico, considerando que existen diferentes flujos de aporte para cada sistema de lagunas y el funcionamiento propio de cada una de ellas, siendo diferentes incluso las dos cubetas que conforman la Laguna del Carrizo. Este es un ejemplo de la diversidad de ambientes que pueden originarse de forma fortuita tras una actividad minera, siendo incluso algo a considerar desde el punto de vista de la restauración de humedales, creando estructuras físicas que incrementen la complejidad de las cubetas surgidas tras la extracción de los materiales. Conclusiones 1. El complejo lagunar de las Lagunas de Horna está influenciado por los yesos presentes en la zona, pero cada uno de los vasos lagunares del complejo alberga unas condiciones fisicoquímicas y químicas diferentes que caracterizan el agua y parte de las comunidades biológicas presentes. La dinámica de la Laguna del Ánade (LH1) influye sobre la dinámica de la Laguna de Drenaje (LH4) dada la conexión artificial que existe entre ambas. Además, el desnivel de la cubeta de la Laguna de Drenaje (LH4) ejerce también un efecto sobre algunos parámetros fisicoquímicos como la temperatura al limitar la insolación. En la Laguna del Carrizo (LH2) la complejidad de la morfología de la cubeta 29 principal supone que se aíslen dos cubetas totalmente diferenciadas a nivel fisicoquímico, químico y biológico en periodos de estiaje, presentando episodios de hipoxia y anoxia que hacen más singulares a ambas. La Laguna de Temporada (LH3) presenta la dinámica de una laguna temporal mediterránea, totalmente dependiente del régimen de lluvias, estando más influenciada por los yesos superficiales de su alrededor. 2. La diversidad y abundancia de las comunidades de fitoplancton fluctúan según los cambios ambientales que acontecen durante las diferentes épocas del año y al mismo tiempo pueden influir sobre estos, siendo por lo tanto un elemento biológico integrativo de todos los factores que tienen efecto sobre la dinámica de las dos cubetas de la Laguna del Carrizo (LH2). Bibliografía AEMET. 2024. Análisis Estacional 2023 y 2024, Getafe. Vigilancia del Clima. <> [Consulta: 10-05-2024] Ayuntamiento de Getafe. 1990. Estudio Medioambiental de las Lagunas de Perales, Proyecto de Recuperación. Bellinger, E. G. & Sigee, D. C. 2010. Freshwater Algae: Identification and Use as Bioindicators. John Wiley & Sons, Chichester, West Sussex 2nd Edition. Bonilla, S y O’Farrell, I. 2015. La importancia de usar el biovolumen en estudios de fitoplancton y monitoreo ambiental de cianobacterias. Ecologia Austral 33:558-566. Bourrelly, P. 1966. Les Algues d´Eau Douce, Initiation à la Systématique. Tome I: Les algues Vertes. Éditions N. Boubée & Cie. Bourrelly, P. 1968. Les Algues d´Eau Douce, Initiation à la Systématique. Tome II: Les Algues jaunes et brunes Chrysophycées, Phéophycées, Xanthophycées et Diatomées. Collection “Faunes et Flores Actuelles” Éditions N. Boubée & Cie. Bourrelly, P. 1970. Les Algues d´Eau Douce, Initiation à la Systématique. Tome III: Les Algues bleues et rouges Les Eugléniens, Peridieniens et Cryptomonadines. Collection “Faunes et Flores Actuelles” Éditions N. Boubée & Cie. California Wetlands Monitoring Workgroup 2013b. Depressional wetlands Fieldbook, CRAM for Wetlands. Version 6.1 Pp: 45. California Wetlands Monitoring Workgroup. 2013a. User’s manual, California Rapid Assessment Method (CRAM) for Wetlands. Version 6.1 Pp: 67. Catalán Lafuente, J . 1981. La Química del Agua. 424 págs. 2ª Edición. Ed. Bellisco. Madrid. Choi, J & Noh, J & Orlova, T & Park, M & Lee, S & Park, Y & Son, S & Stonik, I. & Choi, D. 2016. Phytoplankton and Primary Production. In: Chang, KI., et al. Oceanography of the East Sea (Japan Sea). Págs 217-245. Springer, Cham. Comunidad de Madrid. 2004. Acuerdo de 2 de septiembre de 2004, del Consejo de Gobierno, por el que se aprueba la revisión del Catálogo de Embalses y Humedales de la Comunidad de Madrid. Comunidad de Madrid. 2018. Plan de Actuación sobre Humedales catalogados de la Comunidad de Madrid. Pp. 143-150. http://www.aemet.es/es/serviciosclimaticos/vigilancia_clima/analisis_estacional. 30 Comunidad de Madrid. 2022. Laguna de la Yesera de Rivas. Hábitat de Interés Comunitario del mes.<> [Consulta: 29-02-24] Dirección General para la Biodiversidad. 2006. Resolución de 16 de octubre de 2006, de la Dirección General para la Biodiversidad, por la que se incluyen en el Inventario Nacional de Zonas Húmedas, humedales de la Comunidad de Madrid. BOE nº 275, de 17 de noviembre de 2006. Pp:40489-40512. Fidalgo Hijano, C y Martín, J. (2022). La desecación de humedales en los inicios del siglo XIX: un proyecto de ingenieros militares en La Mancha. Cuadernos de Geografía de la Universitat de València. 149. García Bravo, C. 2024. Adaptación del protocolo CRAM (California Rapid Assessment Method for wetlands) para la monitorización y evaluación ecológica de las Lagunas de Horna. Iniciación a la Investigación, Universidad Complutense de Madrid, Madrid. Gómez-Ramírez, F., Pérez, M. Á., Caballero-Díaz, C., Sánchez-Montes, G. & Martínez-Solano, I. 2023. The importance of naturalized quarries as amphibian breeding sites: a case study in central Spain. Basic and Applied Herpetology, 37:29-44. Gons, H., & Rijkeboer, M. 1992. The ‘true’ growth efficiency of phytoplankton as influenced by light attenuation and insolation: implications of the photosynthesis-irradiance relationship. Hydrobiologia. 238:169-176. HACH. 1992. Water Analyses Handbook. 831 págs. HACH COMPANY. Loveland, Colo., U.S.A John, D. M., Whitton, B. A., & Brook, A. J. 2011. The Freshwater Algal Flora of the British Isles: An Identification Guide to Freshwater and Terrestrial Algae. Second edition. The Natural History Museum, Cambridge. Lampman, Gregory & Makarewicz, Joseph. 1999. The Phytoplankton Zooplankton Link in the Lake Ontario Food Web. Journal of Great Lakes Research. 25:239-249. MITERD. 2013a. Protocolo de muestreo de fitoplancton en lagos y embalses (Código: M-LE-FP- 2013). Ministerio para la Transición Ecológica y el Reto Demográfico. MITERD. 2013b. Protocolo de análisis y cálculo de métricas de fitoplancton en lagos y embalses (Código: MFIT-2013, Versión 2, 2016), Ministerio para la Transición Ecológica y el Reto Demográfico. Molina, I. 2022. Estudio de caracterización geológica e hidrogeológica en el ámbito de las Lagunas de Horna. Expediente CM-A/SER-0000036983/2022. Nixdorf, B., Knopf, K., Hoehn, E., & Mischke, U. 2001. Phytoplankton monitoring, classification and assessment in German lakes and rivers: present state and problems. Temanord, 563:11- 17. Olrik, K. 1994. Phytoplankton Ecology. Determining Factors for the Distribution of Phytoplankton in Freshwater and the Sea. Miljøprojekt. 251. København: Ministry of the Environment. Racoviceanu, T & Cazacu, C & Adamescu, C & Cosor, G & Giuca, R & Cristofor, S. 2015. Wetlands ecosystem services assessment and valuation – Literature review. Real Decreto 817/2015, de 11 de septiembre, por el que se establecen los criterios de seguimiento y evaluación del estado de las aguas superficiales y las normas de calidad ambiental. BOE nº 219, de 12 de septiembre de 2015. Real Pingarrón, J. 2022. Los yesos de Getafe, Cuaderno del Museo 8. Museo virtual de Getafe. <> [Consulta: 9-11-2023] UNESCO. 1971. Convención Relativa a los Humedales de Importancia Internacional Especialmente como Hábitat de Aves Acuáticas, Ramsar 2 de febrero de 1971. Zohary, T., & Flaim, G., & Sommer, U. 2021. Temperature and the size of freshwater phytoplankton. Hydrobiologia. 848. https://www.comunidad.madrid/sites/default/files/doc/medio-ambiente/hic_mes_de_julio_2022_dfc.pdf https://www.comunidad.madrid/sites/default/files/doc/medio-ambiente/hic_mes_de_julio_2022_dfc.pdf https://museo.getafe.es/omeka/items/show/4526 31 Agradecimientos Este Trabajo de Fin de Grado se ha realizado en el contexto del proyecto Aprendizaje- Servicio UCM “Lagunas de Horna, un lugar de encuentro entre la universidad y la ciudadanía de Getafe”, diseñado conjuntamente por el propio autor de este trabajo y el profesor Felipe Morcillo Alonso, contando con la participación de diferentes profesoras y profesores de la Unidad Docente de Ecología. En su primera edición se ha buscado aumentar el conocimiento sobre el humedal para poder recuperar así el valor científico y educativo por el que se protegió. Agradecer, como no, la dedicación, enseñanza, recomendaciones y sugerencias de mis tres tutores. A María por descubrirme el mundo del fitoplancton y su paciencia mostrada con mis infinitas consultas. A Felipe y José Vicente por descubrirme los ecosistemas acuáticos, la limnología y la química del agua (ya no se me atraganta tanto). Agradecer del mismo modo a todas aquellas personas y entidades que están relacionadas con las Lagunas de Horna, consiguiendo que hayan perdurado hasta el día de hoy. Desde la ciudadanía de Perales del Río reivindicando diariamente su derecho lícito de tener acceso a un medio ambiente de calidad; pasando por el Colectivo Educativo APACHAS, ya desaparecido, que dejó su huella en las lagunas y en la educación ambiental de Getafe; llegando hasta ASBioGetafe donde, junto a todas mis compañeras y compañeros, desarrollamos una labor totalmente desinteresada para re-descubrir nuestro patrimonio natural, acercarlo al resto de habitantes y poder conservarlo. A mi familia por aguantarme de vez en cuando y a mis abuelos maternos por llevarme desde pequeño al campo de la mano. 32 Anexos Fisicoquímica in situ Tablas I-V: Valores fisicoquímicos del agua de las Lagunas de Horna (LH) obtenidos in situ. t agua: temperatura; OD: oxígeno disuelto; SatOD: saturación de oxígeno disuelto; CE: conductividad eléctrica. Tabla I: Valores fisicoquímicos de la Laguna del Ánade (LH1). Cubeta Fecha t agua (°C) pH OD (mg/L) SatOD (%) CE (µS/cm) LH1 15/06/23 23,82 7,25 6,63 84,85 3314 07/11/23 11,57 7,48 9,58 94,60 2858 29/02/24 9,47 7,70 14,05 132,00 2163 Tabla II: Valores fisicoquímicos de la Laguna del Carrizo (Subcubeta norte, LH21). Cubeta Fecha t agua (°C) pH OD (mg/L) SatOD (%) CE (µS/cm) LH21 15/06/23 21,84 7,26 13,26 164,60 7927 07/11/23 9,90 8,15 0,41 4,00 4824 29/02/24 8,13 8,89 61,60 6,74 3024 Tabla III: Valores fisicoquímicos de la Laguna del Carrizo (Subcubeta sur, LH22). Cubeta Fecha t agua (°C) pH OD (mg/L) SatOD (%) CE (µS/cm) LH22 15/06/23 21,89 7,40 0,51 6,40 6830 07/11/23 9,12 8,09 6,06 57,00 4772 29/02/24 8,09 9,99 7,50 68,20 3051 Tabla IV: Valores fisicoquímicos de la Laguna de Temporada (LH3). Cubeta Fecha t agua (°C) pH OD (mg/L) SatOD (%) CE (µS/cm) LH3 15/06/23 na na na na na 07/11/23 10,86 9,30 8,15 79,90 4716 29/02/24 9,26 9,37 12,20 114,90 4305 33 Tabla V: Valores fisicoquímicos de la Laguna de Drenaje (LH4). Cubeta Fecha t agua (°C) pH OD (mg/L) SatOD (%) CE (µS/cm) LH4 15/06/23 na na na na na 07/11/23 8,66 8,45 2,55 23,53 2809 29/02/24 4,99 9,41 4,85 40,80 2103 Química del agua Tablas VI-X: Valores químicos del agua de las Lagunas de Horna (LH) analizados en el laboratorio. Tabla VI: Parámetros químicos de la Laguna del Ánade (LH1). Cubeta Fecha P-PO4 3- (mg/L) N-NO3 - (mg/L) N-NO2 - (mg/L) N-NH4 + (mg/L) DIN (mg/L) N/P Cl- (mg/L) SO4 2- (mg/L) LH1 15/06/23 0,05 0,82 na na na na na na 07/11/23 0,04 0,48 0,02 0,40 0,87 24,39 83,4 2400 29/02/24 0,17 3,90 0,02 0,24 4,14 24,68 102,2 2400 Tabla VII: Parámetros químicos de la Laguna del Carrizo (Subcubeta norte, LH21). Cubeta Fecha P-PO4 3- (mg/L) N-NO3 - (mg/L) N-NO2 - (mg/L) N-NH4 + (mg/L) DIN (mg/L) N/P Cl- (mg/L) SO4 2- (mg/L) LH21 15/06/23 0,03 3,61 na na na na na na 07/11/23 0,03 3,57 0,06 0,50 4,07 138,77 179,0 3400 29/02/24 0,37 2,05 0,03 0,15 2,20 5,98 182,5 3200 Tabla VIII: Parámetros químicos de la Laguna del Carrizo (Subcubeta sur, LH22). Cubeta Fecha P-PO4 3- (mg/L) N-NO3 - (mg/L) N-NO2 - (mg/L) N-NH4 + (mg/L) DIN (mg/L) N/P Cl- (mg/L) SO4 2- (mg/L) LH22 15/06/23 0,04 0,83 na na na na na na 07/11/23 0,03 0,48 0,04 0,54 1,02 34,81 210,5 3600 29/02/24 0,06 1,80 0,03 0,40 2,20 34,64 176,0 3100 34 Tabla IX: Parámetros químicos de la Laguna de Temporada (LH3). Cubeta Fecha P-PO4 3- (mg/L) N-NO3 - (mg/L) N-NO2 - (mg/L) N-NH4 + (mg/L) DIN (mg/L) N/P Cl- (mg/L) SO4 2- (mg/L) LH3 15/06/23 na na na na na na na na 07/11/23 0,11 0,40 0,01 0,82 1,22 11,35 299,0 3300 29/02/24 0,59 0,35 0,01 0,85 1,20 2,03 633,0 4400 Tabla X: Parámetros químicos de la Laguna de Drenaje (LH4). Cubeta Fecha P-PO4 3- (mg/L) N-NO3 - (mg/L) N-NO2 - (mg/L) N-NH4 + (mg/L) DIN (mg/L) N/P Cl- (mg/L) SO4 2- (mg/L) LH4 15/06/23 na na na na na na na na 07/11/23 0,02 1,00 0,02 0,26 1,26 55,26 82,2 2250 29/02/24 0,07 2,10 0,03 0,15 2,25 31,40 89,6 2300 Listado de fitoplancton de la Laguna del Ánade (primavera y otoño) Grupo Cyanophyceae. Chroococcus sp Cianogranis ferruginea Komvophoron sp Limnothrix sp Pseudanabaena biceps Pseudanabaena frigida Pseudanabaena papiladermata Pseudanabaena sp. Grupo Chlorophyceae. Monoraphidium contortum Monoraphidium irregulare Grupo Cryptophyceae. Chroomonas sp. Grupo Dinophyceae. Gymnodinium saginatum Grupo Chrysophyceae. 35 Chrysochromulina parva Grupo Baccilariophyceae. Nitzschia acicularis Plinularia sp. Análisis de fitoplancton de la Laguna del Carrizo (LH2) □ Cubeta 1 (LH21) Tabla XI: Análisis de fitoplancton de la cubeta 1 de la Laguna del Carrizo (LH21). Época Taxones Recuento (nº cél/mL) Biovolumen (mm3/L) Primavera Gymnodinium sp. 0.08 2.59x10-4 Trochiscia sp. 0.06 6.11x10-4 Trachelomonas volvocina 0.04 2.81x10-4 Tetrastrum sp. 0.02 1.36x10-5 Otoño Pinnularia sp. 0.08 2.24x10-3 Navicula sp1. 0.06 2.98x10-5 Navicula sp2. 0.02 9.07x10-6 Nitzschia sp1. 0.94 3.05x10-3 Nitzschia sp2. 0.06 4.20x10-3 Lyngbya sp. 0.16 0.04 Peridinium cinctum/willei 0.1 6.5x10-3 Invierno Plagioselmis nannoplanctica 13.80x103 1.88 Plagioselmis lacustris 814 0.38 Cryptophyceae 1 (no ID) 176 4.62x10-3 Cryptomonas marsonni 545.5 0.63 Cryptomonas erosa 50.35 0.07 Nitzschia sp3. 1.74 9.57x10-4 Chlorophyceae, (no ID) 0.04 3.8x10-4 36 □ Cubeta 2 (LH22) Tabla XII: Análisis de fitoplancton de la cubeta 2 de la Laguna del Carrizo (LH22). Época Taxones Recuento (nº cél/mL) Biovolumen (mm3/L) Primavera Gymnodinium sp. 0.02 1.65x10-4 Trochiscia sp. 0.06 3.37x10-4 Otoño Cryptomonas marsonni 2.27x103 2.63 Cryptomonas erosa 1.61x103 2.33 Rhodomonas pusilla 285.3 0.02 Cryptomonas tenuis 41.96 6.96x10-3 Plagioselmis nannoplanctica 33.57 4.57x10-3 Chrysochromulina sp. 67.14 9.3x10-3 Nitzchia sp1. 8.39 0.03 Cryptomonas caudata 260.16 0.20 Peridinium cinctum/willei 2.36 2.87 Navicula sp1. 50.35 0.03 Invierno Plagioselmis nannoplanctica 3.11x103 0.42 Plagioselmis lacustris 444.8 0.21 Rhodomonas pusilla 428 0.01 Cryptomonas marsonni 201.41 0.23 Cryptomonas erosa 142.67 0.21 Cryptomonas tenuis 16.78 2.8x10-3 Nitzschia sp3. 0.8 4.4x10-4 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 1 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 3 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 4 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 5 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 6 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 7 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 8 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 9 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 10 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 11 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 12 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 13 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 14 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 15 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 16 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 17 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 18 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 19 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 20 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 21 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 22 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 23 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 24 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 25 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 26 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 27 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 28 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 29 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 30 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 31 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 32 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 33 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 34 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 35 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 36 GARCIABRAVOCRISTIAN_TFG_fma-mva-jvr 37