Ecología y ecofisiología de limoniastrum monopetalum (l.) Boiss en ecosistemas costeros del sur de la Península ibérica

DEPARTAMENTO DE BIOLOGÍA VEGETAL Y ECOLOGÍA ECOLOGÍA Y ECOFISIOLOGÍA DE LIMONIASTRUM MONOPETALUM (L.) BOISS EN ECOSISTEMAS COSTEROS DEL SUR DE LA PENÍNSULA IBÉRICA Tesis presentada por Enrique Figueroa Luque para optar al grado de Doctor ÍNDICE Capítulo 1 Introducción………………………………………………………………………………1 Capítulo 2 Distribución de la halófita Limoniastrum monopetalum en la cuenca Mediterránea. Aspectos ecofisiológicos en sus hábitats naturales en el Paraje Natural y Reserva de Biosfera de Marismas del Odiel……………………………………………………………….…17 Capítulo 3 Estructura de la halófita Limoniastrum monopetalum en diferentes hábitats de marisma. Plasticidad arquitectónica y su importancia adaptativa para la colonización de depósitos arenosos de estuario…………………………………………………………….…77 Capítulo 4 Tolerancia a la salinidad de Limoniastrum monopetalum…….…168 Capítulo 5 Efectos de la temperatura en el aparato fotosintético de la halófita Limoniastrum monopetalum……………………………………..201 Capítulo 6 Comparación de tres especies de ecotonos, Limoniastrum monopetalum (L.) Boiss, Halimione portulacoides (L.) Aellen y Atriplex halimus (L.), en relación con el efecto de la temperatura en su comportamiento fotosintético. Facilitación de L. monopetalum en el mantenimiento de la especie holoparásita Cistanche phelypaea (L.) Cout en ecotonos y depósitos arenosos…………………………………………………………………………..……225 Capítulo 7 Enrojecimiento invernal de las hojas de tres halófitas de marisma alta en ecotonos entre marismas y depósitos dunares………………………………………………………………………………….291 Capítulo 8 Discusión general………………………………………………………………..…335 CONCLUSIONES………………………………………………………………………………………….……………340 1 Capítulo 1 Introducción 2 Capítulo 1: Introducción Las marismas costeras son ecosistemas intermareales con suelos de grano fino, ubicados a lo largo de las costas que van desde los márgenes del océano hasta la interfaz de agua dulce, proveniente de la descarga de los ríos, con el agua de mar facilitada por las mareas. Generalmente, las marismas están formadas por una unidad superficial de turba rica en materia orgánica y de baja permeabilidad, lodo y arcilla que cubre los sedimentos estuarinos arenosos y, por lo tanto, son distintos de ambientes de playa dominados por la arena (Braswell et al., 2020; Guimond y Joseph Tamborski, 2021). Las marismas costeras representan un modelo de ecosistemas idóneo para el estudio de la estructura y función de los sistemas ecológicos, pues muestran un bajo número de especies sujetas a marcados gradientes y zonaciones en una matriz ambiental con fuertes restricciones relacionadas con la influencia de las mareas (Ranwell, 1972; Adam, 1990; Pennings et al., 2005; Silvestri et al., 2005; Adam et al., 2008; Davy et al., 2009; Tempest et al., 2015; Wang et al., 2016; Perillo et al., 2019; Guimond y Tamborski, 2021). Así, las marismas costeras se pueden considerar un laboratorio ecológico donde estudiar aspectos funcionales esenciales de la teoría ecológica, tanto a nivel de la evolución de las especies como en el marco de la sucesión y zonación ecológica. En las marismas costeras, una matriz ambiental con factores estresantes como la salinidad o el encharcamiento, junto con un espacio reducido o la generación continua del mismo por deposiciones mantenidas en el tiempo, permite analizar procesos de colonización, competencia y sucesión (Castellanos et al., 1994; Castillo et al., 2021). Las marismas costeras son destacables también por sus valores ambientales, además de los ecológicos, socioeconómicos y culturales. De esta manera, las marismas mareales nos proporcionan un amplio rango de servicios ecosistémicos de aprovisionamiento, regulación, apoyo y culturales (Barbier et al., 2011). Estos servicios ecosistémicos favorecen, especialmente, a las personas más desfavorecidas socioeconómicamente. Entre los servicios de aprovisionamiento cabe citar los beneficios materiales que las personas obtenemos de estos ecosistemas, como alimentos, materias primas y productos de interés farmacológico. Entre los servicios de regulación están la regulación de la calidad del aire y el agua, incluyendo el secuestro y almacenamiento de carbono atmosférico, la moderación de fenómenos naturales como tsunamis o temporales, la 3 prevención de la erosión, la conservación de la fertilidad de suelos, el control de plagas, la polinización y la regulación de los flujos del agua. En relación con los servicios ecosistémicos de apoyo, estos ecosistemas proporcionan espacios vitales para la flora y la fauna. Los servicios ecosistémicos culturales representan valores no materiales que las personas obtenemos de los ecosistemas. Comprenden la inspiración estética, la identidad cultural, el sentimiento de apego a la tierra y la experiencia espiritual relacionada con el entorno natural, incluidas actividades recreativas y de enseñanza, y las relacionadas con el turismo (Lizbeth, 2018). Todos los beneficios asociados a los citados servicios se ven actualmente comprometidos, ya que las marismas costeras están sometidas a un alto grado de amenaza en muchas partes del mundo, como consecuencia de factores antrópicos, como la ocupación de las mismas, la transformación de sus hábitats, la contaminación, el cambio climático y la subida del nivel del mar (Kennish, 2001; Gedan et al., 2009; Davy et al., 2009; Crosby et al., 2016). Respecto a ello, necesitamos un conocimiento profundo con una sólida base científica de la estructura y función de estos ecosistemas, así como de sus fortalezas y debilidades en relación con tensiones como las generadas por el cambio climático. Este conocimiento nos permitiría elaborar estrategias de conservación y manejo compatibles con los valores ecológicos y los servicios ecosistémicos de las marismas costeras. Limoniastrum monopetalum L. (Boiss) es un arbusto halófito que crece en marismas costeras, dunas y acantilados de zonas costeras de la región mediterránea (Fig. 1), apareciendo en el suroeste de la Península Ibérica y puntos aislados del litoral mediterráneo. Asimismo, se cultiva como ornamental en zonas ajardinadas de ciudades y ha sido localmente naturalizada (Akoumianaki-Ioannidou et al., 2015), pudiendo considerarse relevante su utilización ante escenarios de cambio climático. Su altura puede ser de hasta 2 metros de porte muy ramificado con ramas erectas o ascendentes (Devesa, 1987). La forma de crecimiento de L. monopetalum puede ser muy diferente en función del empaquetamiento con otras especies y del hábitat específico en el que se desarrolle. Las ramas de L. monopetalum están cubiertas de hojas en la parte superior y desnudas en la base, donde suele presentar cicatrices foliares (Villanueva, 1990). Limoniastrum monopetalum presenta hojas alternas, enteras, algo carnosas, en ocasiones, con granulaciones blancas por acumulación de sales (Fig. 2). Las flores de L. 4 monopetalum son pentámeras, organizadas en espículas unifloras y bifloras, dispuestas en inflorescencias espiciformes ramosas. Su cáliz es tubular, persistente, escarioso, con 5 dientes, cubierto casi en su totalidad por una bráctea interna. La corola es simpétala, rosada o violácea (Fig. 3). El fruto de L. monopetalum es membranoso, indehiscente e incluido en el cáliz (Fig. 2). L. monopetalum florece de abril a noviembre con dos máximos de floración en mayo-julio y octubre-noviembre (Villanueva, 1990; Devesa, 1987; Gómez-Serrano, 2020). Figura 1. Limoniastrum monopetalum en el ecotono entre marisma y depósitos arenosos estuarinos del Paraje Natural y Reserva de Biosfera de las Marismas del Odiel (Huelva, suroeste de la Península Ibérica). 5 Figura 2. Hojas y frutos de Limoniastrum monopetalum. Figura 3. Flores de Limoniastrum monopetalum. En la región mediterránea, además de la Península Ibérica, L. monopetalum aparece en Argelia, Islas Baleares, Córcega, Egipto, Francia, Italia, Libia, Marruecos, Cerdeña, Sicilia, Malta, Grecia, Sinaí y Túnez (Domina, 2011). Concretamente, en la Península Ibérica, aparece en el Algarve de Portugal, en Huelva, Cádiz y Málaga (Andalucía), Castellón (Valencia), Murcia, Tarragona y Barcelona (Cataluña). 6 Figura 4. Limoniastrum monopetalum en los acantilados del Algarve (Portugal). Foto J. M. Castillo. Limoniastrum monopetalum es una especie halófita de aparición tardía en el desarrollo de la sucesión ecológica de las marismas mareales (Rubio García, 1985; Castellanos, 1992; Luque-Palomo, 1995; Castillo, 2001, 2021; Curado, 2014), siendo una especie colonizadora en la sucesión de los depósitos arenosos recientes de los estuarios. Esta especie se encuentra asociada, en la sucesión primaria de los ecosistemas de marismas, a los bordes de los caños, principales y secundarios, asociada a los bordes elevados de los mismos (levées) con influencia de las mareas y drenaje libre. En esta situación, L. monopetalum comparte espacio con Halimione portulacoides (L.) Aellen, Spartina densiflora Brongn., Arthrocnemum macrostachyum (Moric) C. Koch, Suaeda vera Forssk. ex. J.F. Gmel. y. Sarcocornia fruticosa (L.) A.J. Scott (Rubio-García, 1985). También se encuentra en el hábitat de marisma que denominamos marisma alta, con mayor independencia de las mareas, afectada por las de alto coeficiente y suelo más compacto y salino. En esta situación, muestra una distribución dispersa con escaso porte (RubioGarcía, 1985; Castellanos, 1992; Luque-Palomo, 1995, 1998; Castillo, 2001, 2021). Además, L. monopetalum, en la sucesión primaria de marismas, aparece en forma abundante en ecotonos entre marismas y depósitos arenosos (Fig. 5), junto con otras especies halófitas como S. densiflora, H. portulacoides, A. macrostachyum, S. fruticosa, 13 Fabregat M., Rigual A. y Crespo, Manuel B. (2003). Saharanthus ifniensis (Caball.) (Plumbaginaceae), novedad para la flora europea. Acta Botánica Malacitana 28, 193-195. Ferreira M. J., Pinto D. C. G. A., Cunha A., Silva, H. (2022). Halophytes as Medicinal Plants against Human Infectious Diseases. Appl. Sci., 12 (15) 7493. Ferrer-Gallego P., Iamonico D., Iberite M., Laguna E., Crespo. M. B. (2014). Lectotypification of two names in Limoniastrum (Plumbaginaceae). DOI 10.12705/636.4. Figueroa M. E., Clemente L. (1979). Dinámica geomorfológica del estuario de los ríos Tinto y Odiel (Huelva). Aplicación a la ordenación del territorio. En INQUA. Julia. R. et al. (eds.), 79-95. Gedan K. B., Bertness M. D. (2009). 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Aspectos ecofisiológicos en sus hábitats naturales en el Paraje Natural y Reserva de Biosfera de Marismas del Odiel 18 Resumen En la región mediterránea L. monopetalum aparece en la Península Ibérica, así como en Canarias y Baleares, Argelia, Egipto, Francia (incluida Córcega), Italia (incluidas Cerdeña y Sicilia), Libia, Marruecos, Malta, Grecia, Península de Sinaí y Túnez. A nivel de la Península Ibérica, L. monopetalum aparece en Andalucía, donde muestra la mayor abundancia, Murcia, Castellón de la Plana y Cataluña, así como en la costa del Algarve en Portugal. Podemos encontrar L. monopetalum en todos los espacios de ecosistemas de marismas dentro de la Red de Espacios Naturales Protegidos de Andalucía (RENPA) en el litoral atlántico. En la totalidad de las poblaciones existentes en espacios naturales, muestra capacidad expansiva en muchos de los hábitats donde habita, tanto naturales (marisma alta, borde de caño, ecotono, depósitos arenosos en crecimiento) como artificiales (muros de salinas, taludes de carreteras). Limoniastrum monopetalum no aparece en marismas bajas y medias, con alta influencia de las mareas y sedimentos reducidos con bajo potencial redox. Los estudios ecofisiológicos estacionales muestran una respuesta diferencial entre hábitats. En el presente capítulo se ha estudiado la evolución de la colonización de L. monopetalum en los depósitos arenosos del estuario de los ríos Odiel y Tinto (Huelva) con una activa acumulación de arena formando ganchos arenosos complejos. Asimismo, se ha llevado a cabo un estudio diacrónico comparando fotografías aéreas entre 1956 y 2022, pasando el número de individuos de 162 a 594, siendo la isla de Saltés el lugar de mayor expansión de L. monopetalum en Andalucía, mostrando un reclutamiento continuo. 19 Capítulo 2: Distribución de la halófita Limoniastrum monopetalum en la cuenca Mediterránea. Aspectos ecofisiológicos en sus hábitats naturales en el Paraje Natural y Reserva de Biosfera de Marismas del Odiel 2.1. Introducción En este capítulo de la Tesis Doctoral se describe la distribución de Limoniastrum monopetalum (L.) Boiss. en la Cuenca del Mediterráneo, especialmente en España, y dentro de la Península Ibérica, en Andalucía, donde la especie está más extendida, analizando los datos obtenidos en el estudio “Cartografía y evaluación de la flora y vegetación halófita y de los ecosistemas de marismas que se encuentren dentro de la Red de Espacios Naturales Protegidos de Andalucía” llevado a cabo por el Grupo de Investigación “Ecología, Citogenética y Recursos Naturales” (RNM224) durante los años 2003-2005, patrocinado por la Consejería de Medio Ambiente de la Junta de Andalucía (Luque et al., 2003). Para llevar a cabo este estudio general, se partió de una revisión bibliográfica sobre especies de marismas aplicable a Andalucía (Rivas-Martínez et al., 1980, 1990; Valdés et al., 1987; VVAA, 1980-2002; Tutin, 1968-1993). En el marco de esta Tesis Doctoral, se ha observado en diferentes salidas de campo que la expansión más clara de L. monopetalum en Andalucía es en los depósitos arenosos de los ganchos arenosos generados en estuarios. Las observaciones realizadas indican que los estuarios del río Piedras y el que generan los ríos Odiel y Tinto en su desembocadura común constituyen los puntos del litoral de Andalucía donde se registra una expansión más acentuada, con dinámica actual, de L. monopetalum. En el sur de la isla de Saltés, en el Paraje Natural y Reserva de Biosfera de Marismas del Odiel, se desarrolla un sistema de depósitos arenosos en forma de ganchos (spits) típicos de estuarios con una activa sedimentación de arenas provenientes de la deriva costera y los propios ríos Odiel y Tinto. Esta geodinámica activa produce cambios sustanciales a nivel de decenas de años, puestos de manifiesto por nuestro Grupo de Investigación en estudios comenzados en los años setenta (Figueroa y Clemente, 1979). Por otro lado, en el litoral de Huelva (en enclaves como la Flecha Litoral del río Piedras) existe también un activo proceso de colonización por parte de la especie del sistema de ganchos arenosos que constituye dicha flecha litoral. 20 El objetivo de este capítulo de la Tesis Doctoral es describir la distribución de L. monopetalum en la Cuenca del Mediterráneo, especialmente en España, y a nivel de detalle en Andalucía, mostrando las unidades ambientales donde se encuentra. La representación cartográfica mediante sistemas de información geográfica (SIG) ha sido realizada, en relación con L. monopetalum, en el marco de esta Tesis Doctoral, partiendo de los datos del estudio antes citado (“Cartografía y evaluación de la flora y vegetación halófita y de los ecosistemas de marismas que se encuentren dentro de la Red de Espacios Naturales Protegidos de Andalucía”). Se dedica además un apartado especial, en relación con la distribución de la especie, al Paraje Natural y Reserva de la Biosfera de Marismas del Odiel (Huelva), principal zona de estudio en el ámbito de las diferentes investigaciones llevadas a cabo en el marco de esta Tesis Doctoral. En este espacio protegido se ha llevado a cabo un análisis en el año 2022, mediante fotointerpretación, de la expansión de los rodales de L. monopetalum en los depósitos arenosos de la isla de Saltés, al sur del Paraje Natural, entre 1956 y 2022, zona donde es más activa la expansión de la especie en un proceso de colonización de depósitos arenosos recientes, con comprobaciones de campo llevadas a cabo en 2022. En este espacio natural se han estudiado aspectos ecofisiológicos de L. monopetalum en los hábitats naturales donde se encuentra, comunes a todas las marismas de Andalucía donde encontramos la especie, como son bordes de caños, marisma alta y ecotonos entre depósitos arenosos y marismas o lagunas mareales. Se ha realizado una cuantificación en marco estacional de fotosíntesis y fluorescencia de la clorofila, estudiando además variables edáficas de los distintos hábitats. 2.2. Material y métodos 2.2.1. Análisis de la distribución de L. monopetalum Se muestra la distribución de L. monopetalum en el marco de la Cuenca del Mediterráneo y a nivel de mayor detalle en España y Andalucía. Se han analizado, mediante el programa ArcMap 10.5, los datos obtenidos de la distribución de L. monopetalum en el estudio “Cartografía y evaluación de la flora y vegetación halófita y de los ecosistemas de marismas que se encuentren dentro de la Red de Espacios Naturales Protegidos de Andalucía” (Luque et al., 2003) para representar la distribución de la especie a nivel de Andalucía en cada espacio natural de marismas, y se ha realizado 21 un estudio en detalle en el Paraje Natural y Reserva de la Biosfera de Marismas del Odiel (Huelva), donde aparece la mayor expansión de la especie en el marco litoral de Andalucía. Por otro lado, se ha analizado la evolución de la expansión de L. monopetalum en los ganchos arenosos complejos del sur del estuario en la isla de Saltés mediante comparación de imágenes históricas ortorrectificadas y ortofotos de distintos vuelos fotográficos de cobertura nacional promovidos por diferentes Administraciones Públicas desde 1956 hasta 2020 (Ortofotos históricas de España y Plan Nacional de Ortofotografía Aérea anual; REDIAM WMS Ortofoto Digital de Andalucía año 2020). Para la fotointerpretación de estas imágenes se ha utilizado el programa ArcMap 10.5. 2.2.2. Intercambio gaseoso Se ha cuantificado la fotosíntesis (A), en un marco estacional (medidas de primavera y verano) y diario (mañana, mediodía y tarde), en el año 2022, en los distintos hábitats naturales (marisma alta, borde de caños y ecotonos) donde se encuentra la especie en el Paraje Natural y Reserva de Biosfera de las Marismas del Odiel (Huelva). Las medidas de intercambio gaseoso se realizaron en hojas adultas completamente desarrolladas, sin daños ni clorosis, ubicadas en el sector apical de tallos intermedios de cada planta (n = 10), en plantas ubicadas en los distintos hábitats. Las medidas se realizaron utilizando un analizador de gases por infrarrojo en circuito abierto (LI6400, LI-COR Inc., Nebraska, EE. UU.). 2.2.3. Fluorescencia de la clorofila Se cuantificó, en el año 2022, la fluorescencia de la clorofila a del fotosistema II (PSII) mediante un fluorímetro modulado portátil (FMS-2, Hansatech Instruments Ltd., Inglaterra) en un marco diario (mañana, mediodía y tarde) y estacional (invierno, primavera, verano y otoño) en los hábitats donde la especie aparece de forma natural en las marismas del SW Peninsular (marisma alta, bordes de caño y ecotonos entre depósitos arenosos y marismas o lagunas mareales). Las medidas se realizaron en hojas adultas completamente desarrolladas, sin daños ni clorosis, en individuos elegidos al 22 azar, y ubicadas en el sector apical de tallos intermedios de cada planta (n = 10). Los parámetros de fluorescencia tras adaptación a luz y oscuridad se midieron al amanecer (50 µmol fotones m-2 s-1 de luz ambiental) y con luz ambiental de mediodía (unos 1600 µmol fotones m-2 s-1, en invierno, primavera y otoño, y 1800 µmol fotones m-2s-1 en verano) para investigar los efectos de la aclimatación a diferentes temperaturas en la sensibilidad de las plantas a la fotoinhibición. Las plantas se adaptaron a la oscuridad durante 30 minutos utilizando pinzas para hojas especialmente diseñadas. El nivel mínimo de fluorescencia en el estado adaptado a la oscuridad (F0), rendimiento de la fluorescencia tras un periodo de adaptación cuando todos los centros de reacción están abiertos, se midió usando un pulso modulado (< 0.05 µmol fotones m-2 s-1 durante 1.8 µs) demasiado pequeño para inducir cambios fisiológicos significativos en la planta. Los datos registrados representaron un promedio tomado durante un período de 1.6 s. La fluorescencia máxima en este estado (Fm), alcanzada cuando una hoja adaptada a la oscuridad es expuesta a luz saturante, se midió después de aplicar un pulso de luz actínica saturada de 15000 µmol fotones m-2 s-1 durante 0.7 s. El valor de Fm se registró como el promedio más alto de dos puntos consecutivos. Los valores de fluorescencia variable (Fv = Fm - F0) y la eficiencia fotoquímica potencial del PSII (Fv/Fm) se calcularon a partir de F0 y Fm. Esta proporción de fluorescencia variable y máxima se correlaciona con el número de centros de reacción del PSII funcionales, y los valores de Fv/Fm se pueden usar para cuantificar la fotoinhibición (Krivosheeva et al., 1996; Guidi, 2019). Se utilizó la misma sección de hoja de cada planta para medir los parámetros de adaptación a la luz. Calculamos la eficiencia real del PSII (ΦPSII = (Fm' – Fs) / Fm'), que mide la proporción de luz absorbida por la clorofila asociada con PSII que se utiliza en fotoquímica (Maxwell y Johnson, 2000). Además, usando parámetros de fluorescencia determinados en estados adaptados a la luz y la oscuridad, calculamos el quenching no fotoquímico (NPQ = (Fm – Fm') / Fm'), que se relaciona con la disipación de calor (Maxwell y Johnson, 2000). 29 2.3.2.1. Paraje Natural de Marismas de Isla Cristina Localizado en el extremo suroccidental de la provincia de Huelva, cubre unas 2525 hectáreas (ha). Limoniastrum monopetalum se encontró en siete comunidades: (1) "Halófilas sobre muros de marismas", con 5773 ha y abundancia relativamente elevada de L. monopetalum; (2) "Suelos desnudos con Quenopodiáceas y ruderales", con una superficie de 81.87 ha y L. monopetalum de forma dispersa; (3) "Arbustos y herbáceas halófilas en bordes de caños", apareciendo en 128.52 ha, con L. monopetalum disperso; (4) "Suelos desnudos poco mareal con leñosas de marisma alta y ruderales", con 0.03 ha y escasa cobertura de L. monopetalum; (5) "Arbustos y herbáceas halófilas en bordes de marisma alterada", con 9.49 ha y L. monopetalum en alta cobertura relativa; (6) "Comunidades de marismas alteradas con nitrófilas", con 9.37 ha con L. monopetalum disperso; (7) "Comunidades de Sarcocornia fruticosa con halófitas leñosas y herbáceas", con 2.98 ha y L. monopetalum ocasional; "Spartina densiflora muy abundante con Limoniastrum monopetalum", con 1.54 ha, predominando S. densiflora en alta cobertura; "Juncales con pastizal y quenopodiáceas en marisma alterada", con 11.21 ha, sin influencia mareal y L. monopetalum en baja cobertura. La superficie que ocupan en este espacio las comunidades vegetales con L. monopetalum fue de 302.66 ha, un 12 % del espacio protegido. Figura 8. Fotografía del Paraje Natural de Marismas de Isla Cristina. 30 Fundamentalmente, la especie aparece en dos unidades con mayor abundancia: "Halófilas sobre muros de marismas", alcanzando coberturas del 100 %, y habiendo sido implantada en muchos casos de forma forzada para la estabilización de muros donde se extiende con gran facilidad, y en "Arbustos y herbáceas halófilas en bordes de caños", es decir, en las comunidades que se desarrollan en los bordes de los caños, con sustratos no compactados sin encharcamiento, acompañada de otras especies como Spartina densiflora, Arthrocnemum macrostachyum, Inula crithmoides, Sarcocornia fruticosa y Halimione portulacoides. En este tipo de hábitat, la cobertura vegetal es del 100 %. 2.3.2.2. Lugar de Interés Comunitario Isla de San Bruno Este Lugar de Interés Comunitario se localiza al Suroeste de la provincia de Huelva, al sur de la localidad de Ayamonte. Cubre unas 380.87 ha. Limoniastrum monopetalum aparece en cuatro comunidades vegetales: (1) “Halófilas en bordes de dunas”, con 0.14 ha, siendo las especies más abundantes en esta unidad Salsola brevifolia y L. monopetalum; (2) “Halófilas sobre arenas”, con 0.19 ha con Salsola vermiculata, Suaeda vera, L. monopetalum, Arthrocnemum macrostachyum y Sarcocornia fruticosa como especies más abundantes; (3) “Matorrales de Polygonum equisetiforme sobre arenas”, con 0.13 ha dominadas por Polygonum equisetiforme y L. monopetalum; y (4) “Pastizales sobre arenas con matorral disperso”, con 6.21 ha, con Polygonum equisetiforme, Spergularia salina y L. monopetalum. En total, L. monopetalum aparece en unidades que ocupan el 1.75 % del espacio (Fig. 9). 31 Figura 9. Fotografía del lugar de Interés Comunitario (LIC) de la isla de San Bruno. 2.3.2.3. Humedal del Estero de la Sardina Este humedal se localiza al Suroeste de la provincia de Huelva en la desembocadura del río Guadiana, al Norte del Puente Internacional España-Portugal a su paso por la localidad de Ayamonte. Se trata de un pequeño enclave que cubre unas 291.58 ha. Limoniastrum monopetalum se encontró en tres comunidades vegetales: (1) “Suelos desnudos con quenopodiáceas y/o ruderales”, con 4.68 ha, con Limoniastrum monopetalum, Arthrocnemum macrostachyum, Oxalis pes-caprae, Halimione portulacoides, Frankenia boissieri, Mesembryanthemum nodiflorum y Limonium ferulaceum; (2) “Suelos desnudos con leñosas de marisma alta y ruderales, poco mareal”, con 1.70 ha con predominio de L. monopetalum, Arthrocnemum macrostachyum, Suaeda vera, Limonium ferulaceum y la presencia de Artemisia caerulescens subsp. caerulescens, especie muy poco abundante en las marismas andaluzas; (3) “Arbustos y herbáceas halófilas en bordes de marisma alterada”, con 2.80 ha y L. monopetalum como la especie más abundante. En total, L. monopetalum aparece en comunidades que ocupan el 3.14 % del total de la superficie del espacio natural. Fundamentalmente, L. monopetalum aparece en “Arbustos y herbáceas halófilas en bordes de marisma alterada”, típica de zonas de 32 bordes altos de marisma donde la acción de la marea es escasa, y “Suelos desnudos con Quenopodiáceas y/o ruderales” situados en zonas alejadas de influencia mareal, ya sea por estar sobre muros u otras elevaciones (Fig. 10). Figura 10. Fotografía del humedal del Estero de la Sardina. 2.3.2.4. Marismas del río Piedras y Flecha del Rompido Este Espacio Natural Protegido se localiza al sur de la provincia de Huelva entre los términos municipales de Lepe y Cartaya, cubriendo unas 2595 ha. Limoniastrum monopetalum se encontró en las siguientes comunidades de halófitas: (1) “Halófilas sobre muros de marismas”, con 12.42 ha, donde L. monopetalum aparecía en poblaciones extensas siendo a veces la única especie; (2) “Arbustos y herbáceas halófilas en bordes de caños”, con 70 ha y especies como Arthrocnemum macrostachyum, Halimione portulacoides, L. monopetalum, Limonium ferulaceum e Inula crithmoides; (3) “Suelos desnudos con leñosas de marisma alta y ruderales, poco mareal”, con solo 0.14 ha con L. monopetalum y Arthrocnemum macrostachyum; “Arbustos y herbáceas halófilas en bordes de marisma alterada”, con 4.37 ha y Sarcocornia fruticosa como la especie dominante junto con L. monopetalum; (4) “Halófilas en bordes de dunas”, con 7.40 ha dominadas por L. monopetalum y Salsola brevifolia; “Leñosas halófilas con 33 Spartina densiflora sobre arenas”, con 1.20 ha dominadas por L. monopetalum, Sarcocornia fruticosa, Arthrocnemum macrostachyum e Inula crithmoides; (5) “Halófilas sobre arenas”, con 25.80 ha dominadas por L. monopetalum, junto con Arthrocnemum macrostachyum, Sarcocornia perennis subsp. perennis y Suaeda vera; (6) “Matorrales de Polygonum equisetiforme sobre arenas”, con 2.15 ha donde L. monopetalum aparece con Polygonum equisetiforme y Salsola brevifolia; (7) “Muros de L. monopetalum en arenas”, con solo 1.05 ha dominadas por L. monopetalum con 100 % de cobertura; (8) “Arbustos y herbáceas en bordes de caños”, con 32.94 ha. Las especies más abundantes eran Halimione portulacoides, seguida de L. monopetalum y Sarcocornia fruticosa; (9) “Spartina densiflora muy abundante con L. monopetalum”, con solo 0.46 ha; (10) “Puccinellia asociada a quenopodiáceas en marisma”, con 8.71 ha. Como especies abundantes aparecían Sarcocornia fruticosa, Arthrocnemum macrostachyum, Halimione portulacoides y L. monopetalum. En general, las comunidades donde aparecía L. monopetalum ocupaban el 6.40 % del espacio protegido. En estas marismas, mezcladas con el depósito arenoso de la Flecha Litoral del río Piedras, L. monopetalum aparecía fundamentalmente en zonas arenosas de la flecha donde muestra una activa expansión, muros de material acopiado donde aparece en alta cobertura, bordes de caños compartiendo el espacio con diferentes especies leñosas de marismas y con Spartina densiflora, en marismas alteradas y en zonas de marisma alta mostrando una baja cobertura (Fig. 11). Figura 11. Fotografía de las Marismas del río Piedras y Flecha Litoral de El Rompido. 34 2.3.2.5. Marismas del Estero de Domingo Rubio Este Espacio Natural Protegido se localiza al sur de la provincia de Huelva entre los términos municipales de Huelva y Palos de la Frontera, en el estuario de los ríos Tinto y Odiel. Se trata de un estero caracterizado por las grandes extensiones de la especie exótica invasora S. densiflora. Cubre unas 385 ha. Limoniastrum monopetalum se encontró en las siguientes comunidades: (1) “Halófilas sobre muros de salinas de marismas”, con 0.97 ha. La especie más frecuente, generando formaciones monoespecíficas, fue L. monopetalum con cobertura cercana al 100 %. Junto a esta especie, aparecen otras acompañantes como Arthrocnemum macrostachyum y Sarcocornia fruticosa; (2) “Suelo desnudo con quenopodiáceas y/o ruderales”, con 2.17 ha. Algunas de las especies que aparecían en esta unidad fueron Arthrocnemum macrostachyum, L. monopetalum, Mesembryanthemum nodiflorum, Frankenia laevis, Halimione portulacoides y Suaeda vera; (3) “Quenopodiáceas de porte alto”, con 0.66 ha. La especie más característica fue Sarcocornia fruticosa, con Halimione portulacoides, Arthrocnemum macrostachyum, Sarcocornia perennis subsp. perennis, Limonium angustifolium, Limonium ferulaceum y L. monopetalum; (4) “Arbustos y herbáceas halófilas en bordes de caños”, con solo 0.05 ha. Las especies dominantes fueron Sarcocornia fruticosa, Halimione portulacoides y L. monopetalum; (5) “Arbustos y herbáceas halófilas en bordes de marisma alterada”, con 0.51 ha con Arthrocnemum macrostachyum y L. monopetalum. En total, Limoniastrum monopetalum apareció ocupando las comunidades en algo menos del 1 % de la superficie del espacio protegido, en zona de muros, bordes de caño y marismas altas con baja cobertura, y en espacios alterados asociados a vías de comunicación (Fig. 12). 35 Figura 12. Fotografía de las Marismas del Estero de Domingo Rubio. 2.3.2.6. Parque Natural de Doñana El Parque Natural de Doñana se encuentra en tres provincias de Andalucía: Huelva, Cádiz y Sevilla. En total, el Parque Natural ocupa 68236 ha. Limoniastrum monopetalum se encontró en las siguientes comunidades: (1) “Muros de L. monopetalum con quenopodiáceas”, con 12.53 ha. La especie dominante, generando a veces formaciones monoespecíficas, fue L. monopetalum, con Suaeda vera, Arthrocnemum macrostachyum, Sarcocornia fruticosa y Sarcocornia perennis subsp. perennis; (2) “Muros de Arthrocnemum macrostachyum”, con 89.38 ha. La especie dominante fue A. macrostachyum, con Suaeda vera y L. monopetalum; (3) “Comunidades de Halimione portulacoides acompañado de otras halófilas” con 2.60 ha. Aparece L. monopetalum, Inula crithmoides, Limonium angustifolium, Limonium ferulaceum, Sarcocornia fruticosa y Artemisia caerulescens subsp. caerulescens; (4) “Comunidades de L. monopetalum y Suaeda vera en bordes de caños”, con 1.54 ha; (5) “Pastizales de Leontodon acompañado de halófilas arbustivas”, con 45 ha. El estrato herbáceo fue el más abundante, apareciendo muy pocas especies arbustivas. Entre ellas podemos mencionar Sarcocornia fruticosa, Arthrocnemum macrostachyum y L. monopetalum. En general, las 36 comunidades donde se encontró L. monopetalum ocupaban el 0.15 % del total del espacio protegido (Fig. 13). Figura 13. Fotografía del Parque Natural de Doñana. 2.3.2.7. Parque Nacional de Doñana El Parque Nacional de Doñana (Fig. 14) se extiende entre las provincias de Sevilla y Huelva, ocupando unas 54252 ha. Estas marismas han perdido gran parte de su influencia mareal, ya sea naturalmente, al tratarse de marismas de carácter senescente con una red de drenaje prácticamente colmatada, o bien por actuaciones antrópicas. Limoniastrum monopetalum se encontró en las siguientes comunidades: (1) “Muros mareales con Halimione portulacoides y Sarcocornia fruticosa” con 1.12 ha. Las especies principales de esta unidad fueron H. portulacoides, S. fruticosa y L. monopetalum; (2) “Muros con Arthrocnemum macrostachyum y Suaeda vera” con 10.48 ha con A. macrostachyum, S. vera, L. monopetalum y Sarcocornia perennis subsp. alpini; (3) “Muros de L. monopetalum” con 15.08 ha, la cobertura de L. monopetalum fue cercana al 100 %; (4) “L. monopetalum acompañado de halófilas arbustivas y herbáceas” con 15.59 ha. Se localiza desde el Muelle de la Plancha hasta la desembocadura del Río Guadalquivir. Además de L. monopetalum, que domina esta comunidad, aparecen A. macrostachyum y Pistacia lentiscus, Sarcocornia perennis subsp. perennis, Limonium ferulaceum y Frankenia boissieri; (5) “L. monopetalum acompañado de pastizal” con 37 1.61 ha. Se trata de una zona en la que prevalece el pasto terofítico y en el que la especie perenne más abundante es L. monopetalum; (6) “Comunidad de L. monopetalum con Pistacia lentiscus” con 4.37 ha dominadas por L. monopetalum con una cobertura entre 50-75 %, seguido de P. lentiscus con una cobertura entre 25-50 %; (7) “Comunidades de Limonium diffusum con Limonium ferulaceum” con 0.76 ha. El estrato arbustivo es mayoritario, completándose con la aparición de L. monopetalum y Frankenia laevis; (8) “Comunidades de L. monopetalum y Arthrocnemum macrostachyum” con 7.07 ha. La cobertura de la vegetación está en torno al 80 %. La especie más abundante es L. monopetalum, acompañada por A. macrostachyum, pero esta última en menor cobertura; (9) “Comunidades de Inula crithmoides, Spartina densiflora y L. monopetalum” con 0.54 ha. Abundan especies de marisma media-baja, como S. densiflora, H. portulacoides y S. fruticosa con especies de marisma alta como L. monopetalum e Inula crithmoides; (10) “Cubetas con A. macrostachyum con baja cobertura en zona mareal” con 27.13 ha. La cobertura media de la vegetación fue del 77 %. La especie más abundante fue A. macrostachyum con S. perennis subsp. alpini, H. portulacoides, S. vera, S. fruticosa y L. monopetalum. La superficie total donde apareció L. monopetalum ocupó solo el 0.15 % del total. Figura 14. Fotografía del Parque Nacional de Doñana. 38 2.3.2.8. Parque Natural de Bahía de Cádiz, Paraje Natural de la Isla del Trocadero y Paraje Natural Marismas de Sancti Petri Estos espacios naturales protegidos se localizan entre las localidades de El Puerto de Santa María y Chiclana de la Frontera. Cubre unas 10600 ha con grandes extensiones de salinas y balsas de acuicultura. Limoniastrum monopetalum se encontró en 35 comunidades vegetales, que definen las unidades ambientales del espacio: (1) “Muros de L. monopetalum” con 265.80 ha. Se trata de una de las comunidades más abundantes donde es la especie dominante, generando a veces formaciones monoespecíficas de L. monopetalum, apareciendo también S. vera, A. macrostachyum, S. fruticosa y H. portulacoides; (2) “Muros de S. vera acompañada por S. fruticosa” con 28.78 ha, con S. vera, S. fruticosa, S. perennis subsp. alpini y L. monopetalum; (3) “Comunidades de L. monopetalum con H. portulacoides” con 2.42 ha con L. monopetalum en zonas altas y H. portulacoides en zonas más bajas; (4) “Comunidades de S. fruticosa y H. portulacoides de porte medio-bajo en bordes de caños” con 266 ha donde aparecen además Limonium angustifolium, S. vera y L. monopetalum; (5) “Comunidades de S. fruticosa y A. macrostachyum” con 111.60 ha; (6) “Arbustos y herbáceas halófilas en bordes de caños” con 71.14 ha dominadas por S. fruticosa, H. portulacoides, L. monopetalum, A. macrostachyum, S. vera y S. perennis subsp. perennis; (7) “Muros de quenopodiáceas” con 101.89 ha dominadas por A. macrostachyum, S. fruticosa, S. vera y L. monopetalum; (8) “Muros de Opuntia megacantha y L. monopetalum” con solo 2.46 ha; (9) “Comunidades de S. vera con pastizal” con 791 ha, con L. monopetalum, Asparagus albus y S. perennis subsp. alpini; (10) “Formaciones de Dittrichia graveolens” con 4.73 ha; (11) “Halófilas arbustivas sobre arenas” con 13.26 ha, con L. monopetalum, que es la especie dominante y S. fruticosa; (12) “Comunidades de L. monopetalum con Limonium ferulaceum” con 13.81 ha; (13) “Comunidades de quenopodiáceas de porte medio-bajo en marisma mareal” con 9.08 ha dominadas por S. fruticosa, junto con H. portulacoides, L. monopetalum, L. ferulaceum e I. crithmoides; (14) “Comunidades de Salsola brevifolia y Limonium ferulaceum” con solo 0.15 ha con S. brevifolia, L. ferulaceum, A. macrostachyum, L. monopetalum, S. vera y H. portulacoides; (15) “Comunidades de L. monopetalum con A. macrostachyum” con 11.42 ha con otras especies como S. fruticosa, H. portulacoides y S. perennis subsp. perennis; (16) “Comunidades de Inula chritmoides y L. monopetalum”, con 55.45 ha; (17) “Matorrales de Juniperus phoenicea 45 entre 5-25 % (Tabla 1). Con el fin de analizar en detalle los índices de abundancia, se dividió el área de estudio de las Marismas del Odiel en tres zonas, de sur a norte (Fig. 18, 19 y 21). Tabla 1. Superficie y porcentaje del área de los diferentes intervalos de abundancia definidos para L. monopetalum en las Marismas del Odiel. Abundancia Área total (km2) % del área respecto al área total muestreada > 75 % 3.01 13.3 % 50-75 % 0.68 3.0 % 25-50 % 0.02 0.1 % 5-25 % 7.12 31.5 % < 5 % 11.79 52.1 % 2.3.3.2. Sur de las Marismas del Odiel Esta zona incluyó la isla de Saltés, que constituye una zona en activo crecimiento debido a bandas arenosas, ganchos arenosos ("spits") que dejan entre ellas unos importantes espacios de marismas mareales. En los ecotonos entre las bandas arenosas y las marismas se encuentra L. monopetalum de forma extensa. El 79 % del área muestreada presentó abundancias de L. monopetalum entre 5-25 %, o bien aparecían muchos individuos con baja cobertura. Además, el 13 % del área muestreada presentaba individuos cuya cobertura estaba entre 50-75 % (Tabla 2, Fig. 18). L. monopetalum coloniza de forma activa los depósitos arenosos recientes del sur del estuario. 46 Tabla 2. Superficie y porcentaje del área de los diferentes intervalos de abundancia de L. monopetalum al sur de las Marismas del Odiel. Abundancia Área total (km2) % del área respecto al área total muestreada > 75 % 0.27 7.5 % 50-75 % 0.47 13.1 % 25-50 % 0.02 0.6 % 5-25 % 0.66 18.3 % < 5 % 2.18 60.6 % 47 Figura 18. Índice de abundancia de Limoniastrum monopetalum al sur de las Marismas del Odiel, Huelva. Abundancia: 1, > 75 %; 2, 50-75 %; 3, 25-50 %; 4, 5-25 %; 5, < 5 %. 48 2.3.3.3. Zona central de las Marismas del Odiel (Complejo de las Islas) Esta zona de estudio estaba compuesta por la Isla de Enmedio, separada al este de la isla de Bacuta, al sur por el Canal de la Mojarrera y al oeste con una zona de esteros por el Canal de Chate. El 76.2 % del área muestreada presentó una cobertura de L. monopetalum entre 5-25 %, o bien aparecían muchos individuos con baja cobertura. Además, el 23 % del área presentaba una cobertura superior al 75 % (Tabla 3, Fig. 19). Tabla 3. Superficie y porcentaje del área de los diferentes intervalos de abundancia de L. monopetalum en la zona central de las Marismas del Odiel. Abundancia Área total (km2) % del área respecto al área total muestreada > 75 % 1.96 23.0 % 50-75 % 0.067 0.8 % 25-50 % 2.80 32.9 % 5-25 % 3.68 43.3 % Figura 19. Abundancia de Limoniastrum monopetalum en la zona central de las Marismas del Odiel. Abundancia: 1, > 75 %; 2, 50-75 %; 3, 25-50 %; 4, 5-25 %; 5, < 5 %. 49 2.3.3.4. Norte de las Marismas del Odiel Esta zona comprendía la Marisma Norte, donde se encuentra ubicada la Marisma del Burro. El 91.4 % del área muestreada presentó una cobertura de L. monopetalum entre 5-25 %, o una distribución con un elevado número de individuos y baja cobertura (Fig. 20). Por otro lado, el 7.3 % del área muestreada presentaba coberturas mayores al 75 % (Tabla 4, Fig. 21). Tabla 4. Superficie y porcentaje del área de los diferentes intervalos de abundancia de L. monopetalum al norte de las Marismas del Odiel. Abundancia Área total (km2) % del área respecto al área total muestreada > 75 % 0.78 7.3 % 50-75 % 0.14 1.3 % 25-50 % 3.71 34.7 % 5-25 % 6.06 56.7 % Figura 20. Limoniastrum monopetalum en marisma alta con H. portulacoides, A. macrostachyum, Limonium ferulaceum y Limonium algarvense. En total, de las 151922 ha de espacios de marismas registrados en la Red de Espacios Naturales Protegidos de Andalucía, las comunidades vegetales con presencia de L. monopetalum ocupaban unas 2907 ha, lo que representaba el 2.4 % del espacio total de las mismas en hábitats como bordes de caño (Fig. 22) y arenales costeros (Fig. 23). 50 Figura 21. Abundancia de Limoniastrum monopetalum al norte de las Marismas del Odiel. Abundancia: 1, > 75 %; 2, 50-75 %; 3, 25-50 %; 4, 5-25 %; 5, < 5 %. 51 Figura 22. Limoniastrum monopetalum en bordes de caños con Halimione portulacoides, Spartina densiflora, Sarcocornia fruticosa y Arthrocnemum macrostachyum. Figura 23. Limoniastrum monopetalum en ecotonos de depósitos arenosos consolidados con Pinus pinea y Junyperus phoenicea. 52 2.4. Aspectos ecofisiológicos de L. monopetalum en sus hábitats naturales en el Paraje Natural y Reserva de Biosfera de Marismas del Odiel Los hábitats naturales donde aparece L. monopetalum en el Paraje Natural y Reserva de Biosfera de Marismas del Odiel son: marisma alta, bordes de caños y depósitos arenosos del sur del estuario, tanto en ecotonos entre arenales y marismas o en las nuevas deposiciones arenosas. En el hábitat de marisma alta encontramos dos situaciones, marisma alta general, sin impedimento de drenaje, y marisma alta con impedimento de drenaje que genera periodos de encharcamiento continuo. Este tipo de hábitat se encuentra en la isla de Saltés debido a la construcción del dique de contención de arenas Juan Carlos I. En el resto del espacio natural, la marisma alta se encharca en mareas de alto coeficiente y en relación con altas precipitaciones. El hábitat de borde de caño ocupa todo el conjunto de las marismas con una tupida red de drenaje. El hábitat de ecotono se encuentra en la isla de Saltés al sur del estuario en relación con los depósitos de arena en forma de ganchos sucesivos que cierran el estuario. En este capítulo, en relación con aspectos ecofisiológicos, nos centraremos en el hábitat de ecotonos, ya que los nuevos depósitos arenosos han sido tratados en otro capítulo de esta Tesis Doctoral. 2.4.1. Suelos En la tabla 5 se muestran los resultados obtenidos relativos a las medidas de pH y conductividad eléctrica en perfiles de suelos de los tres hábitats considerados, en verano e invierno. Los valores, en los tres hábitats explorados, son más elevados en verano que en invierno a las dos profundidades del perfil del suelo. La marisma alta muestra la conductividad eléctrica más elevada seguida de los bordes de caño, mostrando los ecotonos los valores más bajos de conductividad eléctrica. Los valores de pH, medidos en verano, son más elevados en los ecotonos, debido posiblemente a la abundancia de conchas en la zona de los depósitos arenosos. La zona se llama localmente “cascajera” por la existencia de conchas en los depósitos. La marisma alta y el borde de caño muestran valores similares, en relación con la reserva alcalina del agua del estuario. 53 Tabla 5. Conductividad eléctrica del perfil de suelo en diferentes hábitats durante el invierno y el verano. Se indica el error típico (ET). Perfil (cm) pH Invierno (mS/cm) Verano (mS/cm) Ecotono 0-20 8.0 ± 0.05 3.42 ± 0.2 4.76 ± 0.07 20-40 7.9 ± 0.05 2.20 ± 0.07 3.48 ± 0.18 Marisma alta 0-20 7.4 ± 0.02 18.80 ± 0.37 20.60 ± 0.44 20-40 7.8 ± 0.04 19.93 ± 0.36 21.74 ± 0.41 Borde de caño 0-20 7.6 ± 0.02 16.87 ± 0.95 17.02 ± 0.83 20-40 7.3 ± 0.04 18.01 ± 1.08 19.77 ± 0.32 En la tabla 6 se muestran los resultados obtenidos relativos a la medida de textura en perfiles de suelos de los tres hábitats considerados. Tabla 6. Textura del perfil de suelo de los diferentes hábitats. Arena (%) Limo (%) Arcilla (%) Limo+Arcilla (%) Perfil (cm) 2 mm-20 μm 20-2 μm ‹ 2 μm ‹ 20 μm Ecotono 0-20 96.8 1.4 1.8 3.2 20-40 96.6 1.6 1.8 3.4 Marisma alta 0-20 17 32.8 50.2 83.0 20-40 15 34.8 50.2 84.8 Borde de caño 0-20 23 31.1 45.9 77 20-40 21 32.1 46.9 79 El porcentaje de limo+arcilla es sensiblemente más alto en la marisma alta (84 % entre 0 y 40 cm de profundidad) en comparación con los ecotonos (3.3 % entre 0 y 40 cm), mostrando los bordes de caños un valor más cercano al encontrado en la marisma alta, si bien un poco inferior (78 % entre 0 y 40 cm). 54 2.4.2. Fluorescencia de la clorofila En la tabla 7 se muestran los valores obtenidos en relación con Fv/Fm en los distintos hábitats naturales de L. monopetalum en un marco diario y estacional. Tabla 7. Valores de Fv/Fm en los distintos hábitats naturales de L. monopetalum en un marco diario (amanecer, mediodía y tarde) y estacional (invierno, primavera, verano y otoño). Se indica el error típico. Las medidas registradas en el borde de caño mostraron diferencias significativas entre amanecer, mediodía y tarde únicamente durante la primavera y el verano. La comparación de los datos medidos a lo largo del año mostró diferencias significativas para los valores de amanecer y tarde, sin observarse diferencias significativas para los valores de mediodía (Kruskal-Wallis, p < 0.05), por lo que el comportamiento de Fv/Fm a lo largo del año en este periodo del día es similar. En cuanto a los registros realizados en el ecotono, la comparativa de los valores a lo largo del día no mostraron diferencias significativas, por lo que el comportamiento a lo largo del día es similar, observándose durante todas las estaciones estudiadas. Las medidas realizadas a lo largo del año mostraron diferencias significativas entre los valores del amanecer, así como del mediodía de las estaciones estudiadas (Kruskal-Wallis, p < 0.05), esto significa que el efecto de la estacionalidad se manifiesta en los valores de Fv/Fm del amanecer y mediodía, sin observarse un efecto importante en los valores de la tarde. Fv/Fm Primavera Verano Otoño Invierno Borde de caño Amanecer 0.89 ± 0.01 0.88 ± 0.01 0.84 ± 0.01 0.84 ± 0.01 Mediodía 0.86 ± 0.01 0.83 ± 0.01 0.82 ± 0.01 0.82 ± 0.01 Tarde 0.87 ± 0.01 0.87 ± 0.01 0.85 ± 0.01 0.84 ± 0.01 Ecotono Amanecer 0.88 ± 0.01 0.87 ± 0.01 0.85 ± 0.01 0.84 ± 0.01 Mediodía 0.82 ±0.01 0.85 ± 0.01 0.82 ± 0.01 0.83 ± 0.01 Tarde 0.83 ± 0.01 0.85 ± 0.01 0.85 ± 0.01 0.84 ± 0.01 Marisma alta Amanecer 0.87 ± 0.01 0.90 ± 0.01 0.87 ± 0.01 0.82 ± 0.01 Mediodía 0.86 ± 0.01 0.84 ± 0.01 0.82 ± 0.01 0.84 ± 0.01 Tarde 0.86 ± 0.01 0.87 ± 0.01 0.84 ± 0.01 0.84 ± 0.01 61 La Figura 27 muestra la imagen del estado de la colonización de L. monopetalum del gancho arenoso activo más al sur de la isla de Saltés en 1956. Se observa la alineación de los individuos de L. monopetalum ubicados entre las crestas de deposición. También se pone de manifiesto la colonización del ecotono entre el depósito arenoso y la marisma. En 1973, también se observa el alineamiento siguiendo la estructura geomorfológica del gancho arenoso y la colonización del ecotono por nuevos individuos (Fig. 28). Esta dinámica de colonización se mantuvo en 1981, visualizándose los individuos distribuidos siguiendo la estructura geomorfológica de las crestas y también la colonización en los ecotonos ubicados en los bordes del gancho arenoso (Fig. 29). Entre 1981 y 1998, L. monopetalum colonizó tanto la parte norte del gancho como la sur (Fig. 30), expansión que continuó en 2003 y 2005 (Fig. 31). En 2011, se puede observar el alineamiento de ejemplares de L. monopetalum en la playa alta del gancho arenoso en contacto con el canal de la Ría de Punta Umbría facilitando un hábitat de ecotono entre ambas formaciones estuarinas (Fig. 32). En 2016, los patrones de colonización anteriores se mantienen, mostrándose el control geomorfológico de los mismos, expresando una estructura conspicua en relación con crestas, ecotonos y playa alta (Fig. 33). Finalmente, la fotointerpretación para 2022 pone de manifiesto la colonización extensa del sur de la isla de Saltés, siguiendo los patrones ya indicados (Fig. 34). El crecimiento del gancho arenoso, con varios brazos generados a lo largo del tiempo, mostrando una estructura geomorfológica compleja, generó un entramado de arenales y marismas con lagunas costeras y ecotonías entre ambos ecosistemas estuarinos. Limoniastrum monopetalum encontró un hábitat adecuado para su expansión con numerosos rodales en crecimiento ubicados en bordes de marismas y dunas incipientes (Fig. 33). La forma de crecimiento aéreo de L. monopetalum manifestada en el gancho arenoso en el proceso de colonización y crecimiento de los individuos se analizará en detalle en el capítulo 3 de esta Tesis Doctoral. 62 Figura 27. Localización de individuos de Limoniastrum monopetalum (puntos rojos) en el depósito arenoso del sur de la isla de Saltés en 1956. Ortofoto histórica del vuelo americano Serie B (1956-1957). Figura 28. Localización de individuos de Limoniastrum monopetalum en el depósito arenoso del sur de la isla de Saltés en 1956 (puntos rojos) y 1973 (puntos verdes). Ortofoto histórica del vuelo Interministerial (1973-1986). 63 Figura 29. Localización de L. monopetalum al sur de la isla de Saltés en 1956 (puntos rojos), 1973 (puntos verdes) y 1981 (puntos naranjas). Ortofoto histórica del vuelo Nacional (1981-1986). Figura 30. Localización de L. monopetalum al sur de la isla de Saltés en 1956 (puntos rojos), 1973 (puntos verdes), 1981 (puntos naranjas) y 1998 (puntos negros). Ortofoto histórica del vuelo OLISTAT (1997-1998). 64 Figura 31. Localización de L. monopetalum en depósito arenoso al sur de la isla de Saltés en 1956 (puntos rojos), 1973 (puntos verdes), 1981 (puntos naranjas), 1998 (puntos negros), 2003 (puntos celestes) y 2005 (puntos fucsias). Ortofoto histórica del vuelo SIGPAC y PNOA anual 2005. Figura 32. Localización de L. monopetalum al sur de la isla de Saltés en 1956 (puntos rojos), 1973 (puntos verdes), 1981 (puntos naranjas), 1998 (puntos negros), 2003 (puntos celestes), 2005 (puntos fucsias), 2007 (puntos azules claro) y 2011 (puntos verdes claro). Ortofoto histórica PNOA anual años 2007 y 2011. 65 Figura 33. Localización de L. monopetalum al sur de la isla de Saltés en 1956 (puntos rojos), 1973 (puntos verdes), 1981 (puntos naranjas), 1998 (puntos negros), 2003 (puntos celestes), 2005 (puntos fucsias), 2007 (puntos azules claro), 2011 (puntos verdes claro), 2013 (puntos naranjas claro) y 2016 (puntos amarillos). Ortofoto histórica PNOA anual años 2013 y 2016. Figura 34. Localización de L. monopetalum al sur de la isla de Saltés en 1956 (puntos rojos), 1973 (puntos verdes), 1981 (puntos naranjas), 1998 (puntos negros), 2003 (puntos celestes), 2005 (puntos fucsias), 2007 (puntos azul claro), 2011 (puntos verdes claro), 2013 (puntos naranjas claro), 2016 (puntos amarillos) y 2022 (puntos azules oscuro). Ortofoto Digital de Andalucía realizado en el marco del Plan Nacional de Ortofotografía Aérea (PNOA) en 2020. 66 En base a la información analizada, la colonización de L. monopetalum comenzó en la zona norte de la isla de Saltés y posteriormente continuó la colonización hacia la zona sur. En el año 1956 aparecían 162 rodales en la zona norte, incrementando en el tiempo hasta 594 rodales en 2022. Entre 1998 y 2003 se dio un incremento notable, pasando de 225 a 360 rodales. En la zona sur del gancho arenoso se registran los primeros rodales en la secuencia temporal entre 1998 y 2003, encontrándose 40 rodales en 2003. Entre 1998 y 2022 se registró un aumento continuo de rodales en la zona sur hasta alcanzar 107 rodales en 2022, habiéndose pasado de 40 rodales (1998) a 107 rodales (2022). El registro acumulado de rodales combinando la zona norte con la sur del gancho arenoso pasó de 162 rodales en 1956 a 594 rodales en 2022 (Fig. 35), colonizando hábitats como arenas estabilizadas por vegetación (Fig. 36) y ecotonos entre dunas y marismas (Fig. 37). Figura 35. Evolución del número de rodales de Limoniastrum monopetalum en el sur de la isla de Saltés desde 1956 a 2022. N, zona norte; S, zona sur. 162 218 225 320 388 416 427 458 466 486 486 487 00040 59 76 83 106 107 107 107 107 162 218 225 360 447 492 510 564 573 593 593 594 0 100 200 300 400 500 600 700 1956 1973 1981 1998 2003 2005 2007 2011 2013 2016 2019 2022 Número de rodales Acumulado N Acumulado S Acumulado Total 67 2.6. Discusión En la región mediterránea, además de en la Península Ibérica, L. monopetalum aparece en Argelia, Islas Baleares, Córcega, Egipto, Francia, Italia (incluidas Cerdeña y Sicilia), Libia, Marruecos, Malta, Grecia, Península de Sinaí y Túnez (Domina, 2011). A nivel de la Península Ibérica, L. monopetalum aparece en Andalucía, donde muestra la mayor abundancia, Murcia, Castellón de la Plana, Fuerteventura (Islas Canarias) y Cataluña, así como en la costa del Algarve en Portugal (Domina, 2011). Más específicamente, la especie se encuentra en los ecosistemas de marismas de Andalucía de la vertiente atlántica, provincias de Huelva y Cádiz, en el conjunto litoral del Golfo de Cádiz (Devesa, 1987). Podemos encontrar L. monopetalum en todos los espacios de ecosistemas de marismas dentro de la Red de Espacios Naturales Protegidos de Andalucía (RENPA) en el litoral atlántico (Luque et al., 2003): Paraje Natural de Marismas de Isla Cristina, Lugar de Interés Comunitario (LIC) Isla de San Bruno, Humedal del Estero de la Sardina, Marismas del Río Piedras y Flecha del Rompido, Marismas del Estero Domingo Rubio, Paraje Natural y Reserva de la Biosfera de Marismas del Odiel, Parque Natural de Doñana, Parque Nacional de Doñana, Parque Natural de la Breña y Marismas del Barbate, Parque Natural de Bahía de Cádiz, Paraje Natural de la Isla del Trocadero, Marismas del Estero de la Nao, Marismas de Sancti Petri y Marismas del río Palmones. De las 151922 ha de espacios de marismas registradas en el marco de la Red de Espacios Naturales Protegidos de Andalucía, las unidades ambientales detectadas en el estudio donde se encuentra con mayor o menor abundancia, L. monopetalum ocupa una superficie de unas 2907 ha, lo que representa el 2.4 % del espacio total de las mismas. En relación con las unidades ambientales establecidas, la superficie mayor del conjunto donde aparece L. monopetalum se encuentra en el Paraje Natural y Reserva de Biosfera de las Marismas del Odiel, con un 20 % de la superficie, seguida de Bahía de Cádiz con un 19 %, Marismas de Sancti Petri con un 17 %, Marismas del Trocadero con un 9 %, Marismas de la Nao con un 7 % y Marismas del río Piedras y Flecha de El Rompido con un 6 %. En el resto de los espacios naturales de marismas, la superficie ocupada por las comunidades vegetales con presencia de L. monopetalum fue menor del 5 %. La situación de conservación de L. monopetalum en Andalucía es buena, ya que se encuentran la 68 totalidad de las poblaciones en espacios naturales, mostrando capacidad expansiva de sus poblaciones en muchos de los hábitats donde habita, tanto naturales (marisma alta, borde de caño, ecotono, depósitos arenosos en crecimiento) como artificiales (muros de salinas, taludes de carreteras ubicados en espacios naturales). Solo muestra una imagen regresiva en las zonas de marisma alta con impedimento de drenaje por obras civiles. La respuesta adaptativa de L. monopetalum a hábitats diferentes ha sido puesta de manifiesto en estudios llevados a cabo en la costa mediterránea de Egipto en relación con sus capacidades morfológicas, anatómicas y fisiológicas (Abd El-Maboud y Abd Eibar, 2020). L. monopetalum en el Golfo de Cádiz aparece en depósitos arenosos con distinto grado de consolidación, bordes de caños, marismas altas, con y sin impedimento de drenaje, en áreas de sucesión secundaria tras perturbación, y como hábitats artificiales en muros de salinas y bordes de carreteras. Ya hemos indicado que en el Algarve (Portugal) aparece en acantilados costeros. Existe actualmente un gran interés por la conservación y gestión de la flora halófita andaluza debido a los problemas de conservación que presentan las especies que la integran, incluida la especie L. monopetalum, al aparecer en zonas críticas con impacto humano (Lendínez Barriga, 2010). L. monopetalum es una especie de hábitat de marismas y dunas de la Cuenca del Mediterráneo. Con respecto a su conservación, existen problemas por el impacto humano en zonas costeras en el sur de Francia, especialmente en el litoral de Languedoc-Roussillon, por lo que la especie está considerada como vulnerable. En la zona del Algarve (Portugal) hay avisos desde hace tiempo sobre su conservación en un medio costero de alto impacto turístico (Fernandes y Neves, 1977). La especie está recomendada para su utilización como componente de la vegetación urbana en algunas zonas de la Cuenca del Mediterráneo (Akoumianaki-Ioannidou et al., 2015; 2016) y, actualmente, se utiliza en zonas metropolitanas de Occitania (Francia). Los resultados de esta Tesis Doctoral abundan en la idea de su incorporación como elemento de la Infraestructura Verde Urbana, especialmente en escenarios de Cambio Climático. Estudios de nuestro grupo de investigación ponen de manifiesto su capacidad para vivir en enclaves con metales pesados (Cambrollé et al., 2013a, 2013b). Su capacidad fitorremediadora en relación con cadmio y plomo también ha sido puesta de manifiesto. Este conjunto de 69 investigaciones aboga por la posibilidad de su utilización en medios urbanos y periurbanos. Como ya hemos manifestado, L. monopetalum se encuentra en el Golfo de Cádiz en diferentes hábitats naturales, como son la marisma alta, los ecotonos entre marismas y depósitos arenosos, los bordes de caño y depósitos arenosos de reciente deposición en forma de ganchos y con crecimiento activo. El efecto de las características del suelo en relación con la distribución de especies, especialmente en ganchos arenosos del sur de la Península Ibérica, ha sido estudiado (Muñoz-Vallés et al., 2015), poniendo de manifiesto la importancia del medio abiótico. Los suelos de la marisma alta, los bordes de caño y los ecotonos muestran diferencias en cuanto a textura, conductividad eléctrica, pH y nutrientes en relación con el diferente origen geomorfológico de cada uno de ellos y en relación con las mareas. La afección de las mareas es diaria en los bordes de caño, con drenaje libre; la marisma alta, con drenaje impedido, es afectada por las mareas de mayor coeficiente, pudiendo existir encharcamiento invernal asociado a precipitaciones; y los ecotonos, con drenaje libre, en las mareas equinocciales. En relación con la fluorescencia de la clorofila, los valores de Fv/Fm al mediodía son bajos en todos los hábitats naturales estudiados. Los valores hallados en marisma alta mostraron diferencias significativas entre amanecer, mediodía y tarde para todas las estaciones estudiadas, así como en relación con φPSII. La estacionalidad afecta de manera diferencial a los distintos hábitats en los valores de NPQ del mediodía para los meses de invierno, primavera y otoño, respondiendo todos los hábitats de forma similar durante el verano. Existe una clara recuperación del nivel de estrés registrado a mediodía, mostrando un efecto de fotoinhibición dinámica. Los valores de NPQ, en periodo estival, incrementan de la mañana al mediodía con cierta recuperación hacia la tarde, poniendo de manifiesto el efecto indicado de fotoinhibición dinámica con recuperación hacia la tarde (Figueroa et al., 1997; Fernández Baco et al., 1998; Castillo et al., 2002; Meravi et al., 2020; Zunzunegui et al., 2020). Con respecto a la fotosíntesis, las medidas tomadas en primavera y verano mostraron diferencias significativas en todos los hábitats estudiados, siendo los valores de verano inferiores. La oscilación diurna de la fotosíntesis observada (mañana, mediodía y tarde) decrece en relación con periodos de alta intensidad de irradiancia solar. Este resultado 70 coincide con las tendencias de fotosíntesis encontradas en el Algarve (Portugal), donde L. monopetalum presenta valores más bajos en primavera y verano que en otoño (Correia das Neves et al., 2008). El patrón de descenso del valor de la fotosíntesis en el periodo estival es común a especies mediterráneas debido a la limitación estomática de intercambio de gases (Correia das Neves et al., 2009). En el periodo estival, se han registrado valores altos de fotosíntesis en todos los hábitats explorados al inicio del día, disminuyendo al mediodía, como ocurre con esta especie en el Algarve (Correia das Neves et al., 2009). El valor de tarde encontrado en verano es superior al de mediodía en los tres hábitats, indicando una recuperación ante el estrés que supone la situación de mediodía. Este resultado es coincidente con los encontrados en relación con la florescencia de la clorofila (Fv/Fm, φPSII) en este mismo capítulo. Al sur de la isla de Saltés en las Marismas del Odiel, se ha estudiado la evolución de la colonización de los individuos de L. monopetalum de las estructuras generadas a través de la dinámica geomorfológica del estuario con una activa acumulación de arena formando ganchos arenosos complejos (Figueroa y Clemente, 1979). El sistema de ganchos arenosos activos produce un conjunto de hábitats que son colonizados por L. monopetalum. Los hábitats del gancho, ecotonos, playa alta y crestas modulan la forma del proceso de colonización que hemos puesto de manifiesto en el estudio diacrónico llevado a cabo por comparación de fotografías aéreas entre 1956 y 2022. En la cartografía de 1956 se detectaron 162 individuos de L. monopetalum en el conjunto del gancho arenoso, alcanzándose la cifra de 594 individuos en 2022. En la zona norte del gancho arenoso se pasó de 162 ejemplares en 1956 a 487 ejemplares en 2022. La incorporación de nuevos individuos parece continuar actualmente en el gancho arenoso complejo al sur de la isla de Saltés, especialmente en los arenales constituidos por los nuevos depósitos con la geomorfología de crestas, pero también en la playa alta en la zona del Canal de Punta Umbría y en el conjunto de los ecotonos generados entre la marisma y los depósitos arenosos. Esta colonización muestra la capacidad de L. monopetalum como colonizador de estos hábitats costeros (Davy y Figueroa, 1993), incluyendo ecotonos de la zona sur de la isla en relación con las lagunas mareales, concretamente la Laguna de Don Claudio, actualmente dividida en dos por el espigón de contención de arenas Juan Carlos I, formando dos lagunas funcionales, la Laguna de Don 77 Capítulo 3 Estructura de la halófita Limoniastrum monopetalum en diferentes hábitats de marisma. Plasticidad arquitectónica y su importancia adaptativa para la colonización de depósitos arenosos de estuario 78 Resumen El objetivo del presente capítulo se centró en el estudio de las diferentes formas estructurales en las que se manifiesta Limoniastrum monopetalum en los distintos hábitats donde aparece en el proceso de sucesión primaria de las marismas, y también en zonas de incorporación forzada como las salinas. Para ello, se analizó la estructura horizontal, la estructura vertical y las diferencias en inversión de biomasa reproductiva según el hábitat. Los individuos de L. monopetalum de la marisma alta, borde de caños y salinas presentaron una estructura entre circular y elíptica de muy baja excentricidad. En las zonas de los depósitos arenosos adquirió, manteniendo la forma circular, una estructura diferente con alta ocupación del espacio y un desarrollo de zona central alta de hasta 2 metros de altura rodeada de una zona de tallos decumbentes y raíces adventicias, con altura no superior a 40 cm que se denominó zona alar, apareciendo a partir de una superficie de rodal de 0.5 m2, dando lugar a individuos de más de 60 m2 de superficie. En el hábitat de gancho arenoso y marisma alta, las especies que interaccionan con la biomasa aérea de L. monopetalum aparecieron enraizadas en el interior de la misma. La expansión activa de L. monopetalum, en depósitos arenosos, facilita el mantenimiento de la especie parásita Cistanche phelypaea (L.) Cout. En los bordes de caño, no se detectó enraizamiento de especies dentro de la biomasa aérea de L. monopetalum, existiendo un total empaquetamiento de especies. Los ejemplares de L. monopetalum del gancho arenoso mostraron un porcentaje elevado de hojas así como también los ejemplares de los bordes de caño. Asimismo, se realizó un estudio en relación con aspectos morfológicos, anatómicos y fisiológicos de los individuos con desarrollo de zona centro y zona alar. El espesor de las hojas fue mayor en las hojas del centro, con un peso específico foliar similar. Se detectó, además, un mayor número de glándulas de sal en las hojas del ala, siendo mayor el número de estomas en las hojas del centro, con un tamaño menor. En los depósitos arenosos, el crecimiento continuo es acompañado por cambios en el sistema radicular. Las características encontradas en los individuos de L. monopetalum que colonizan los arenales del estuario, con diferenciación entre centro y ala, un aspecto de arquitectura vegetal no descrito anteriormente para esta especie, parecen favorecer un comportamiento fisiológico diferencial que puede contribuir a la expansión y crecimiento en medios limitantes en factores ambientales, especialmente en relación con el agua y la salinidad. 79 Capítulo 3: Estructura de la halófita Limoniastrum monopetalum en diferentes hábitats de marisma. Plasticidad arquitectónica y su importancia adaptativa para la colonización de depósitos arenosos de estuario 3.1. Introducción La región mediterránea, especialmente la cuenca sur, se caracteriza por una gran fluctuación de las precipitaciones en cuanto a cantidad y distribución a lo largo del año, severas sequías y altas temperaturas asociadas a una importante evapotranspiración que favorece la acumulación de sales en el suelo, especialmente en medios desérticos y costeros (Boughalleb et al., 2021). La morfología de las plantas, visualizada como forma de crecimiento, tiene efectos en su estrategia de vida y en su ecología, existiendo relación entre su arquitectura y rasgos funcionales (Valdés et al., 1978; Hallé et al., 1978; Barkman, 1988a; Villanueva, 1990; Barone et al., 1995; Hallé et al., 2004; Navarro et al., 2009; Maglinesi et al., 2014; Dehling et al., 2016; Chomicki et al., 2017; Simpson, 2019). El análisis arquitectónico de las estructuras vegetales ha demostrado ser uno de los medios más eficientes actualmente disponibles para el estudio de la forma de crecimiento de las plantas (Barthélémy y Caraglio, 2007; Navarro et al., 2009; Chomicki et al., 2017). La exploración de asociaciones ambientales de rasgos (Leishman y Westoby, 1992; Schulze y Mooney, 1993; Grime et al., 1998; Martinkova et al., 2002; Price y Enquist, 2006; Navarro et al., 2009; Bal et al., 2011; Yong-Hua et al., 2012) es de gran utilidad para evaluar la función del ecosistema como indicadores ecológicos. Un solo genotipo puede producir diferentes fenotipos en distintos ambientes (plasticidad fenotípica), ya que las plantas son plásticas para una notable variedad de características ecológicamente importantes, desde diversos aspectos de la morfología y la fisiología hasta la anatomía (Sultan, 2000). Este aspecto ha sido estudiado en Limoniastrum monopetalum en diferentes medios desérticos costeros del norte de Egipto (Abd ElMaboud y Abd Elbar, 2020). Las plantas llevan a cabo una construcción modular como resultado de limitaciones exógenas y procesos endógenos (Chimicki et al., 2017). Las plantas clonales translocan recursos a través de espaciadores entre ramets. La translocación puede ser ventajosa si una planta se desarrolla en ambientes heterogéneos, sin embargo, debido a que las plantas interactúan localmente, cualquier disposición espacial de ramets genera cierta 80 heterogeneidad en luz y nutrientes incluso si no hay heterogeneidad externa (Herben, 2004). La forma de las plantas representa un compromiso entre captación de recursos (luz, agua, nutrientes, polinizadores…) y demandas del ambiente abiótico y biótico, que se resuelve por diferentes caminos (Crawley, 1997; Zújar y Pérez, 1997; Rowe y Speck, 2005; Weigelt et al., 2023). Los rasgos funcionales de las plantas como la altura, expansiones laterales y cobertura se correlacionan con modelos de arquitectura de plantas (Navarro et al., 2009). En este contexto, las plantas tienen la capacidad de cambiar su fenotipo en respuesta a las condiciones ambientales (Clarke y Hanon, 1970; Hara y Haraguchi, 1988; Talavera et al., 1988; Cronk y Siobhan Fennessy, 2001; Navarro et al., 2009). La forma de crecimiento tiene que ver con tipos de plantas concretas con la misma morfología, a veces denominada como arquitectura de la planta, en enclaves ambientales determinados, pudiendo las variaciones morfológicas tener valor adaptativo (Givnish, 1987; Du Rietz, 1931, citado en Barkman, 1988b; Acciaresi, 1993; Correia das Neves et al., 2008; Navarro et al., 2009; Tamme et al., 2014; Gibson, 2015). En relación con las formas de crecimiento, tanto las perturbaciones como las variables edáficas pueden explicar una relativa gran proporción de ellas (Komárková y McKendrick, 1988: Jiménez, 1989; Nippert, y Knapp, 2007; Ordoñez et al., 2009; Onwuka, 2016). En la mayoría de los hábitats, la vegetación proporciona la estructura principal del medio ambiente. Esta complejidad, tanto horizontal como vertical, con incidencia en los procesos ecológicos de colonización y competencia, puede facilitar la biodiversidad y los servicios ecosistémicos (Castellanos Verdugo et al., 1994; Rubio Casal et al., 2001; Rutten et al., 2015; Carrasco et al., 2019; Brito Freire et al., 2021). Tanto la estructura horizontal como la vertical de la vegetación puede tener incidencia en aspectos relacionados con procesos físicos de turbulencia en los ecosistemas, como los denominados “canopy horizontal array turbulence” (Patton et al., 2011). Limoniastrum monopetalum (L.) Boiss. es un arbusto halófito que crece en las marismas, dunas y acantilados de las zonas costeras de la región mediterránea. El conocimiento del mayor número de aspectos posibles de la ecología de L. monopetalum, incluidos aspectos estructurales, es relevante debido a los valores económicos de la especie, que se clasifican en medicinales, cosméticos, aromáticos, forraje, como infraestructura verde urbana o como especie acumuladora de arena resistente a salinidad y con 81 capacidad de protección contra el viento (Belboukhari y Cheriti, 2007; El-Haci et al., 2009; Trabelsi et al., 2009; El-Amier y Ejgholi, 2014; Bouzidi et al., 2016; Hadjadj et al., 2016; El Haci et al., 2017; Betait et al., 2017; Stankovic et al., 2019; Hadjadj et al., 2020; El Shaer, 2021; El-Amier et al., 2022; Ozturk, et al., 2023). También sirve de refugio para algunas especies vegetales por procesos de facilitación (Salama, 2007) y actualmente se emplea en ecosistemas urbanos (Akoumianaki-Ioannidou et al., 2015). Forma parte de las formaciones vegetales típicas de la marisma alta, bordes de caños y canales, depósitos arenosos de estuario tanto en la propia formación como en las ecotonías con marismas mareales, acantilados costeros, y zonas perturbadas y de origen antrópico como salinas y bordes de carreteras. Limoniastrum monopetalum no aparece en marismas bajas y medias, zonas con alta influencia de las mareas y sedimentos reducidos con alto nivel de inundación y bajos potenciales redox. Sin embargo, L. monopetalum sí aparece en bordes de caños mareales con drenaje libre y suelos arcillosos no compactos que pueden ocupar una gran extensión debido a tupidas redes de drenaje de las marismas. Estos bordes de caños constituyen un hábitat saturado, en el que no hay apenas espacio libre. En los bordes de caño, L. monopetalum comparte hábitat con la especie exótica invasora Spartina densiflora, Arthrocnemum macrostachyum, Halimione portulacoides y Sarcocornia fruticosa, fundamentalmente (Luque et al., 1998; Castillo et al., 2001, 2008; Mateos et al., 2008). Por otro lado, en las zonas elevadas que limitan el espacio de las salinas, denominados muros o bancales en las marismas, L. monopetalum es la especie dominante, ocupando una gran parte del espacio disponible. Funcionalmente, es una especie que retiene el propio sustrato de los muros entre las cubetas de las salinas volviéndolos estables, por esta razón es introducida artificialmente en los muros de las salinas del Golfo de Cádiz generando estabilidad en los mismos. En marismas altas, L. monopetalum aparece con la forma de crecimiento habitual de la especie con matas de forma circular y escaso porte debido a la compactación del sustrato y a las condiciones de impedimento de drenaje. En los depósitos arenosos y en los ecotonos de los mismos con marismas, L. monopetalum aparece de forma abundante, pero con una forma de crecimiento diferente, con mayor tamaño, al haber espacios vacíos entre las especies vegetales, apareciendo entre ellas especies de porte más bajo como Limonium ferulaceum, Limonium algarvense, Frankenia laevis y Spergularia nicaeensis. 82 Se necesita una estructura de vegetación tanto vertical como horizontal para tener en cuenta de manera integral los requisitos de hábitat de los diferentes organismos (Rutten et al., 2015). En este hábitat de ecotono, L. monopetalum adquiere una forma de crecimiento similar, con forma circular, a la que tiene en los bordes de caños, salinas y marisma alta. Sin embargo, en las zonas de los depósitos arenosos en crecimiento activo adquiere una forma diferente con alta ocupación del espacio y un desarrollo de zonas centrales altas (a veces de hasta 2 metros de altura) rodeadas de una zona de tallos decumbentes, con una altura no superior a 40 cm que hemos denominado zona alar, rodeando el centro elevado, ocupando una gran superficie dando lugar a individuos de más de 60 m2 de superficie. La ocupación espacial de las plantas confiere beneficios funcionales para sobrevivir en medios competitivos o restrictivos típicos de ecosistemas semiáridos y áridos (Tomlinson, 1982). La inversión de L. monopetalum en biomasa de ramas, hojas y estructuras reproductivas en los diferentes hábitats no ha sido estudiada hasta el momento y constituye un aspecto que será descrito en el presente capítulo. Este tipo de crecimiento es común con otras especies del género, como Limoniastrum guyonianum Boiss en Túnez (Medimagh et al., 2010). Formas de vida, formas de crecimiento, altura, cobertura, expansiones laterales y clonalidad tienen importancia funcional en relación con respuestas climáticas, respuesta a perturbaciones, establecimiento y capacidad competitiva (Cornelissen et al., 2003; Balvenera et al., 2006; Navarro et al., 2006). En este capítulo de la Tesis Doctoral se dedica un apartado especial al crecimiento de L. monopetalum en los depósitos arenosos, estudiando su estructura y posible incidencia en la función de la especie entre diferentes tipos de hábitat. Estudios previos han puesto de manifiesto relaciones entre fisiología y características anatómicas en especies de zonas húmedas como Phragmites australis (Antonielli et al., 2002) y Phragmites communis (Liu et al., 2012). El objetivo del presente capítulo ha sido avanzar en el conocimiento de las diferentes formas estructurales en las que se manifiesta L. monopetalum en los distintos hábitats donde aparece en el proceso de sucesión primaria de las marismas, y también en zonas de incorporación forzada como son las salinas, centrándonos en su estructura horizontal, su estructura vertical y sus diferencias en inversión de biomasa reproductiva según la zona en la que se encuentran. Nuestra hipótesis central de trabajo fue que L. 83 monopetalum cambiaría su forma de crecimiento en función de las características del hábitat colonizado, estudiando en detalle la forma de crecimiento en los depósitos arenosos en los que la especie se expande de forma activa, como hemos puesto de manifiesto en un capítulo anterior de la Tesis Doctoral. En los depósitos arenosos de la isla de Saltés, en activo crecimiento en forma de ganchos arenosos, L. monopetalum muestra una forma especial de crecimiento con desarrollo de una zona central elevada y una zona alar de tallos decumbentes. Este capítulo completa, en relación con la profundización de la estructura de L. monopetalum en los depósitos arenosos en crecimiento de la isla de Saltes, la información sobre el proceso de colonización a lo largo del tiempo mostrado en el capítulo relativo a distribución de L. monopetalum. 3.2. Material y métodos 3.2.1. Área de estudio El estudio de la estructura de L. monopetalum se realizó en el Paraje Natural y Reserva de Biosfera de las Marismas del Odiel (Suroeste de la Península Ibérica, 37° 14´ N, 6° 57´ O). Allí se encuentran diferentes hábitats (figuras 1, 2, 3, 4 y 5) en los que se establece L. monopetalum, incluidos depósitos arenosos relacionados con ganchos complejos (hook) con bordes finales curvos (spit), marisma alta, borde de caño, estudiados en la isla de Saltés, y salinas, estudiadas en la isla de Bacuta. La zona de los depósitos arenosos del sur de la isla de Saltés consta de ganchos arenosos simples que, al unirse, han dado lugar a un gancho arenoso complejo activo dentro de la zona de arenas del sur del estuario (Figueroa y Clemente, 1979). La dinámica de sedimentación de la zona genera una mezcla de hábitats de arenales recientes y marismas, así como lagunas mareales, con extensas ecotonías donde aparecen especies de dunas y marismas, al igual que especies capaces de vivir en ambos hábitats como L. monopetalum. En las salinas, L. monopetalum es frecuentemente introducida por el ser humano por la utilidad que supone para la estabilidad de los muros, alcanzado coberturas del 100 % en su porción plana superior cubriendo también los taludes de los mismos. 84 Figura 1. Localización de los distintos hábitats estudiados. 85 Figura 2. Limoniastrum monopetalum en borde de caño. Figura 3. Limoniastrum monopetalum en marisma alta. 86 Figura 4. Limoniastrum monopetalum en los muros de las salinas. Figura 5. Limoniastrum monopetalum en los depósitos arenosos con diferenciación entre una zona centro y una zona alar rodeante. 3.2.2. Estudio de la estructura aérea de Limoniastrum monopetalum 3.2.2.1. Estructura horizontal La estructura horizontal es una característica importante en el estudio de las formaciones vegetales (Ruíz-Jaen y Aide, 2005; Rutten et al., 2015; Tilk et al., 2017). Para 93 Figura 9. Bloque de parafina con la muestra de hoja (izquierda) y los cortes siendo teñidos con la solución de safranina (derecha). Se midieron además las siguientes variables en el haz y en el envés de los dos tipos de hojas: densidad de glándulas de sal (mm2), densidad estomática (mm2), anchura de la empalizada (µm), anchura del tejido esponjoso (µm), así como el número de haces vasculares, diámetro de vasos xilemáticos (µm) en cada tipo de hoja, utilizando aumentos de x4, x20 y x40. 3.2.5. Distribución de las raíces en el perfil de suelo de los individuos de los depósitos arenosos de la isla de Saltés con diferenciación de zona central y ala En julio de 2022, en individuos con diferenciación de zona alar de los depósitos arenosos, se excavó un perfil de suelo de hasta 90 cm de profundidad, mantenido con humectación del perfil, mediante piezas de metacrilato de 1 m2 que permitían ver la disposición de las raíces en el perfil de suelo a través de dibujos realizados sobre la pieza de metacrilato en cuadrados de 10 x 10 cm. Se tomó una fotografía que permitió digitalizar las raíces sobre la pantalla del ordenador. Para cuantificar la distribución en altura de la biomasa aérea se utilizó una pieza similar de metacrilato de 1 m2 que permitió, a través de cuadrados de 10 x 10 cm, dibujar la estructura de la biomasa aérea. Igualmente, se tomó una fotografía de la pieza de metacrilato, permitiendo seguir la 94 misma metodología de digitalización. Para individuos más pequeños se utilizó la misma metodología, pero con piezas de metacrilato de menor tamaño. 3.2.6. Inclinación de las hojas e incidencia de la irradiancia solar El 1 de junio de 2021 medimos la luz que incide en la superficie de las hojas de L. monopetalum a las 12.00 h. del mediodía. Medimos en cinco individuos seleccionados al azar con zona central y zona alar bien diferenciadas. En cada una de ellas tomamos 5 hojas centrales y laterales, bien desarrolladas. En cada hoja medimos la inclinación de la hoja con respecto a la horizontal con un inclinómetro Pro Level Angle Finder. También medimos la radiación incidente sobre una superficie horizontal con respecto a la altura solar de la misma en este momento, calculable en relación con la coordenada del lugar, en este caso 37°, y la declinación solar, que varía de equinoccios a solsticios (Strahler, 1989; Pita y Cuadrat, 2008). La radiación incidente en la hoja se midió colocando el sensor en la hoja. La cuantificación de la luz se realizó con un Radiómetro Licor Quantum Modelo LI-189 y un sensor Quantum Q 14549. 3.2.7. Pigmentos En febrero de 2021, en los individuos de los depósitos arenosos con diferenciación de zona alar, se tomaron 5 hojas totalmente expandidas, no senescentes, de tallos terminales tanto de la zona central (5) como de la zona alar (5) de 5 individuos igualmente elegidos al azar. Las hojas fueron trasladadas al laboratorio, en frio (10 °C), donde se cuantificó la concentración de pigmentos. Los pigmentos fotosintéticos fueron extraídos en 0.1 g de peso fresco en 5.0 ml con 80 % de acetona (Arnon, 1949). Los extractos fueron centrifugados a 12000 rpm durante 2 minutos y se utilizó el sobrenadante para medir Chl a, Chl b y Car (mg.g-1 de peso fresco) a 647, 664 y 470 nm usando un espectrofotómetro (Hitachi U-1900, Gemini BV, Gelderland, Netherlands) en febrero de 2021. La concentración expresada en mg.g-1 de peso fresco se calculó aplicando la ecuación de Lichtenthaler y Buschmamm (2001): Chl a (𝜇𝑔 𝑚𝑙-1) = 12.5 𝐴664 −2.79 𝐴647 Chl b (𝜇𝑔 𝑚𝑙-1) = 21.5 𝐴647 −5.1 𝐴664 Carotenoides (𝑥+𝑐) (𝜇𝑔 𝑚𝑙-1) = -(1000 𝐴470−1.82Chl 𝑎 −85 Chl 𝑏) / 198 95 En el mes de mayo de 2021, en los individuos de los depósitos arenosos con diferenciación de zona alar, se seleccionaron hojas totalmente expandidas tanto de la zona central (5 hojas) como de la zona alar (5 hojas) de 5 individuos igualmente seleccionados al azar. Las muestras fueron transportadas en frío (10 °C) al laboratorio, lavadas cuidadosamente con agua destilada y el contenido en prolina fue medido utilizando el método de Bates et al., 1973. La conductividad eléctrica del suelo se midió sobre el terreno con un equipo HI98192 en proporción 1:1. 3.2.8. Aspectos hídricos de las hojas de la zona centro y alar de los individuos de los depósitos arenosos de la isla de Saltés El potencial hídrico de las hojas, tanto del centro como del ala, se determinó con una cámara de presión, Scholander (1965), utilizando brotes terminales de cada planta y área. Se midió el potencial hídrico de 10 hojas del centro y del ala de 5 individuos tomados al azar en la zona de estudio de la isla de Saltés, tanto al inicio de la mañana (8.00 AM) como al mediodía (14.00 PM). Se tomó una medida por individuo antes del amanecer y al mediodía. Las mediciones se realizaron in situ, inmediatamente después de cortar el brote de las plantas. El contenido hídrico de las hojas, tanto de la zona centro como de la zona alar, se midió en individuos con diferenciación de zona alar en los depósitos arenosos, el contenido de agua CH (relación peso fresco a peso seco), contenido de agua relativo CHR (relación entre el contenido de agua en un momento específico y contenido de turgencia) y déficit de agua HD (contenido relativo a peso fresco). Las mediciones se realizaron en la mañana y al mediodía en centro y ala con 10 muestras en hojas de centro y ala en 3 individuos al azar con desarrollo de zona alar. El contenido hídrico se cuantificó como CH = 100 (Pf - Ps/Ps). Donde CH: contenido total de agua, Pf: peso fresco, Ps: peso seco. En el suelo bajo de los individuos con diferenciación de zona centro y zona alar de los depósitos arenosos de la isla de Saltés se midió la humedad usando una sonda theta de humedad del suelo, sensor tipo ML1 (Delta-T Devices, Eijkelkamp Agrisearch Equipment, Países Bajos). Los datos de humedad del suelo se obtuvieron en cada sesión de muestreo después de perforar un orificio de 96 acceso al suelo con una barrena, introduciéndose la zona a la profundidad requerida, permaneciendo en tal posición hasta que se obtuvo un valor estable en el medidor. La humedad del suelo se cuantificó bajo el dosel de hojas de la zona centro y de la zona alar de individuos escogidos al azar. La humedad del suelo se midió usando una sonda theta de humedad del suelo. Debido a la naturaleza destructiva del método de barrena de suelo, se seleccionaron seis ubicaciones aleatorias alrededor de cada punto de muestreo en el que se midió el contenido de humedad a diez profundidades: 0–5, 5–10, 10–15, 15–20, 20–25, 25–30, 30-35, 35-40, 40-45, 45-50 cm. Se tomó el contenido medio de humedad de las cinco ubicaciones, en 5 individuos seleccionados al azar entre los individuos con un amplio desarrollo de zona alar diferenciada de la zona centro, para representar el nivel de humedad del suelo en cada muestra. Se cuantificó la capacidad de retención de agua por condensación en hojas de la zona centro y zona alar en los individuos de L. monopetalum en los depósitos arenosos de la isla de Saltés. La humedad de la zona siempre es alta y las temperaturas matinales son bajas en invierno y también moderadamente bajas en verano en comparación con el mediodía. Las medidas se realizaron en el campo a las 8.00 horas en invierno y primavera, a las 7.00 horas en el final del invierno, primavera y verano de 2021. Las medidas se realizaron sobre hojas de la zona centro y alar de ejemplares ubicados en los depósitos arenosos. Utilizamos un equipo de pesaje de precisión (10 hojas en el centro y ala de 5 individuos seleccionados al azar). Se pesaron las muestras con el agua condensada temprano en la mañana, al amanecer, y luego dejamos secar las hojas al sol y se volvieron a pesar. La diferencia es el peso del agua condensada (gramos agua/gramos peso seco al aire de hoja). Se cuantificó la textura del suelo, mediante el método de Boyoucos, en un perfil del mismo en la zona de los depósitos arenosos donde se encuentra L. monopetalum. 3.2.9. Intercambio gaseoso Los datos fueron tomados el 16 de julio de 2018, al inicio de la mañana (8:00 AM) y al mediodía (14:00 PM), en los individuos de los depósitos arenosos con diferenciación de zona alar, en 12 hojas del centro y 12 hojas del ala, en tres individuos del depósito de arena de tamaño similar, de unos 4 metros de diámetro. Las medidas de intercambio gaseoso se realizaron en hojas adultas completamente desarrolladas, sin daños ni 97 clorosis, ubicadas en el sector apical de tallos de cada planta en la zona centro y en la zona del ala. Las medidas se realizaron utilizando un analizador de gases por infrarrojos en circuito abierto (LI-6400, LI-COR Inc., Nebraska, EE. UU.). La tasa de fotosíntesis neta (A) se determinó a una concentración de CO2 ambiental de 380 µmol CO2 mol-1, temperatura de 20/25 °C, en la mañana y 25/30 °C, de mediodía, 50 % de humedad relativa, en la mañana y 40 % de mediodía. Se registró la concentración de CO2 intercelular (Ci, µmoles CO2/mol) y la conductancia estomática gs (µmoles/m2.s). Se midió la temperatura de las hojas de L. monopetalum en los individuos donde había diferenciación entre zona centro y zona alar (10 hojas en cada zona, tomadas en 5 individuos seleccionados al azar) en los depósitos arenosos de la isla de Saltés en julio de 2018 con un equipo Scan Temp 440 IR Thermometer. Asimismo, se cuantificó el perfil de velocidad del viento desde el nivel del suelo hasta 2 metros de altura con 5 muestras en cada altura, entre la superficie del suelo y 2 metros, con un Anemómetro RS PRO DT 3893. Con ayuda de un trípode se tomaron cinco medidas a cada altura en la proximidad de ejemplares de L. monopetalum. El 5 de julio de 2018 se tomaron datos, en los depósitos arenosos de la isla de Saltés, entre las 8.00 (AM) y las 20.00 (PM) de temperatura del aire, humedad relativa, radiación solar y concentración de CO2, a 2 metros sobre el suelo, en 5 puntos seleccionados al azar en la zona de expansión de L. monopetalum. Las medidas de temperatura y humedad relativa se realizaron con un equipo Termohigrómetro TESTO 625, las medidas de radiación solar con un equipo LICOR-LT250A y sensor LI-200R, y las medidas de CO2 con un equipo CO2 PCE-7755. 3.2.10. Fluorescencia de la clorofila Los datos fueron tomados el 29 de julio de 2018, al inicio de la mañana (8:00 AM) y al mediodía (14:00 PM), en los individuos de los depósitos arenosos con diferenciación de zona alar, en 10 hojas del centro y 10 hojas del ala en tres individuos del depósito de arena de tamaño similar, de unos 4 metros de diámetro. La fluorescencia de la clorofila se midió utilizando un fluorímetro modulado portátil (FMS-2, Hansatech Instruments Ltd., Inglaterra). Se midieron los parámetros de fluorescencia en la oscuridad para investigar el efecto de las temperaturas extremas en la sensibilidad de las plantas a la fotoinhibición. El nivel mínimo de fluorescencia en el estado adaptado a la oscuridad 98 (F0), se midió utilizando un pulso modulado (< 0.05 µmol fotones m-2 s-1 para 1.8 µs) demasiado pequeño para inducir cambios fisiológicos significativos en la planta. Los datos registrados representaron un promedio tomado durante un período de 1.6 segundos. La fluorescencia máxima en este estado (Fm), alcanzada cuando una hoja adaptada a la oscuridad es expuesta a luz saturada, se midió después de aplicar un pulso de luz actínica saturada de 15000 µmol fotones m-2 s-1 durante 0.7 s. El valor de Fm se registró como el promedio más alto de dos puntos consecutivos. Los valores de fluorescencia variable (Fv = Fm - F0) y la eficiencia fotoquímica potencial del PSII (Fv/Fm) se calcularon a partir de F0 y Fm. Esta proporción de fluorescencia variable y máxima se correlaciona con el número de centros de reacción del PSII funcionales, y los valores de Fv/Fm se pueden utilizar para cuantificar la fotoinhibición (Krivosheeva et al., 1996; Maxwell y Johnson, 2000). Se cuantificó la eficiencia fotoquímica potencial del PSII (Fv/Fm), la eficiencia real del PSII (ɸPSII), qP, quenching fotoquímico (qNP) y quenching no fotoquímico (NPQ). 3.2.11. Análisis estadísticos La desviación de los datos fue calculada como error típico (ET) de la media. Todos los análisis fueron llevados a cabo usando SPSS Statistic versión 24, aplicando un nivel de significación (α) de 0.05 para cada análisis. Para la aplicación de pruebas paramétricas, fueron comprobadas la normalidad y la homogeneidad de varianzas de la serie de datos mediante el test de Kolmogorov-Smirnov y el test de Levene. Las diferencias entre los distintos hábitats para las diferentes variables muestreadas fueron analizadas mediante análisis de varianza (ANOVA) de una y dos vías. Se utilizó el test de Tukey para identificar las diferencias cuando existieron resultados significativos para el análisis de varianza. Se llevó a cabo un análisis univariante para observar el efecto sobre la variable cuando existe más de un factor. Cuando los datos no cumplían con la homogeneidad de varianzas o la normalidad, se realizó el test no paramétrico U de Mann-Whitney para dos muestras independientes y Kruskal Wallis para más de dos muestras independientes. 99 3.3. Resultados y discusión 3.3.1 Descripción de la estructura horizontal y vertical En la mayoría de los hábitats, la vegetación proporciona la estructura principal del medio ambiente, dicha estructura genera una complejidad, tanto horizontal como vertical, con incidencia en los procesos ecológicos de colonización y competencia, pudiendo facilitar la biodiversidad (Rutten et al., 2015; Tilk et al., 2017). Los individuos de L. monopetalum que se desarrollan en la marisma alta, borde de caños y salinas presentaron una estructura entre circular y elíptica de muy baja excentricidad. En los ganchos arenosos se observó otro tipo de estructura con una parte central similar a la estructura de los rodales en marisma alta, borde de caño y salinas, y una parte a la que se le ha denominado zona alar, que rodeaba la parte central de una altura más homogénea y notablemente menor que el resto del rodal (Fig. 10). Figura 10. Esquema en proyección horizontal representativo de la estructura de rodales de Limoniastrum monopetalum en diferentes hábitats de la zona de estudio. En el dibujo del gancho arenoso se indica la zona central del individuo. 100 Gancho arenoso Muros de salinas Marisma alta Borde de caños Figura 11. Limoniastrum monopetalum en diferentes hábitats: gancho arenoso, muros de salinas, marisma alta y borde caño. En la marisma alta, L. monopetalum mostró su aspecto típico de matorral, con una forma circular, con rodales de unos 12 m2 y 80-100 cm de altura en el centro del individuo (Tabla 1). Los rodales en marisma alta estaban más senescentes que en el resto de las zonas que estudiamos, con manifiesta incorporación de especies en el interior de su biomasa aérea, como Halimione portulacoides (L.) Aellen y Arthrocnemum macrostachyum (Moric.) K. Koch, así como otras especies de menor porte como Limonium algarvense Erben y Limonium diffusum (Pourr.) Kuntze. 101 Figura 12. Aspecto general de la marisma alta y muestreo de L. monopetalum en la marisma alta. En bordes de caño, L. monopetalum mostró también su aspecto típico de matorral con forma circular, con un tamaño variable, dependiendo del empaquetamiento de especies. En los bordes de los caños comparte hábitat con Spartina densiflora, Halimione portulacoides, Arthrocnemum macrostachyum y Sarcocornia fruticosa. En los muros de las salinas, L. monopetalum mostró una forma de crecimiento similar, con forma fundamentalmente circular pero pudiendo aparecer también con forma ovalada ocupando el ancho del muro y extendiéndose a lo largo del mismo con coalescencia de individuos, al igual que en los taludes de la carretera del Espigón Juan Carlos I. En los depósitos arenosos del sur y en el gancho arenoso complejo de la isla de Saltés, encontramos ejemplares de L. monopetalum de forma circular, al igual que en los otros hábitats, en el ecotono entre los depósitos arenosos y las marismas, pero también otra forma de crecimiento, con un centro similar a la forma que muestra la especie en otros hábitats del estuario, pero rodeado de una franja alar de superficie variable. Esta porción alar se desarrolló a partir de un cierto diámetro del rodal inicial colonizador de los depósitos arenosos, unos 70-100 cm de diámetro del centro. La zona alar tenía unos 30 cm de altura, rodeando a un centro de 1 m de altura de valor medio, pudiendo alcanzar 1.5 m. En las zonas de ecotonía entre marismas y depósitos arenosos, el rodal de L. monopetalum puede llegar a alcanzar los 2 m de altura. 102 Tabla 1. Diámetro y superficie de rodales de L. monopetalum en diferentes hábitats. Se indica el error típico. Gancho arenoso Diámetro (m) Superficie (m2) PROMEDIO 3.06 ± 0.46 11.27 ± 2.65 Salinas Diámetro (m) Superficie (m2) PROMEDIO 2.87 ±0.098 6.74 ± 0.49 Marisma alta Diámetro (m) Superficie (m2) PROMEDIO 0.62 ± 0.03 0.31 ± 0.32 Borde de caño Diámetro (m) Superficie (m2) PROMEDIO 2.20 ± 0.08 3.89 ± 0.27 Hubo una alta variabilidad en la superficie de los rodales, especialmente en los ganchos arenosos de los depósitos de arena de isla de Saltés (Fig. 11, Tabla 1). En esta zona encontramos rodales muy pequeños, sin desarrollo de zona alar (diámetro del rodal inferior entre 55 y 70 cm), rodales de tamaño medio con desarrollo de zona alar y rodales muy grandes, con una gran extensión del desarrollo alar. Esta variabilidad en tamaños reflejaba el proceso de colonización progresiva de la zona, y posterior crecimiento y desarrollo de zona alar, como se ha puesto de manifiesto en el capítulo de distribución de la especie en esta Tesis Doctoral. En el hábitat de marisma alta, la superficie de los individuos es la menor de todos los hábitats estudiados. El borde de caño muestra el siguiente valor de superficie, seguido de los muros de las salinas. Siendo, como ya hemos indicado, la zona de los depósitos arenosos la que muestra mayores valores de superficie de rodal y también la mayor variabilidad en los tamaños, debido al proceso continuo de colonización que muestra L. monopetalum en dicho hábitat. 109 Tabla 3. Interacción de la biomasa de L. monopetalum con otras especies en los diferentes hábitats. En los rodales de L. monopetalum en el gancho arenoso aparecían, enraizadas en los rodales, Atriplex halimus L., Lotus corniculatus L., Cistanche phelypaea (L.) Cout, Suaeda vera Forssk. ex J.F. Gmel, Arthrocnemum macrostachyum (Moric.) Moris y Halimione portulacoides (L.) Aellen. En el borde de caño aparecieron, en estrecho contacto debido al alto nivel de empaquetamiento, junto con L. monopetalum, especies como Spartina densiflora Brongn, Sarcocornia fruticosa (L.) A.J. Scott, Halimione portulacoides y Arthrocnemum macrostachyum. En la marisma alta, los individuos de L. monopetalum eran colonizados, con enraizamiento en el interior de sus rodales, principalmente por Halimione portulacoides, Arthrocnemum macrostachyum, Limonium ferulaceum (L.) Chaz, Limonium diffusum (Pourr.) Kuntze. Posiblemente es un proceso de facilitación generado por la senescencia de L. monopetalum con enriquecimiento en nutrientes y disminución de salinidad, en relación con un mecanismo de realimentación planta-suelo que favorece la incorporación de especies, generando islas de fertilidad (San Emeterio et al., 2021). En las salinas, el espacio aéreo de L. monopetalum era ocupado también, sin enraizamiento en el interior de los rodales principalmente, por Arthrocnemum macrostachyum, pero con baja abundancia. Suaeda vera apareció en las tres zonas de sucesión primaria, es decir, en gancho arenoso, borde de caño y marisma alta. En relación con el conjunto de rodales muestreados, estudiando la incorporación de otras especies en su interior, el gancho arenoso presentó el segundo menor porcentaje de rodales con incorporación de otras especies. El menor porcentaje de incorporación, sobre el total muestreado, lo mostró el hábitat de salinas (Tabla 3). En la marisma alta, el 100 % de los rodales estudiados mostró incorporación de especies. En el caso del borde de caño, el porcentaje fue del 80 %. Posteriormente en esta Tesis Doctoral se Gancho arenoso Salinas Marisma alta Borde de caño Total rodales muestreados 30 20 20 20 Número de rodales con otras especies 8 5 20 16 % rodales con otras especies 27 25 100 80 110 mostrará el proceso de acumulación de arena que favorecen los individuos en expansión de L. monopetalum en los depósitos arenosos de la isla de Saltés, denominados “hillocks” en la bibliografía, que facilitan el crecimiento y diferenciación de comunidades vegetales (Rahmonov et al., 2009). El suelo generado bajo dichas formaciones, bajo las especies que lo facilitan, como es el caso de L. monopetalum, es más favorable para el establecimiento de especies, destacando, posteriormente, el papel que juega L. monopetalum en los depósitos arenosos y ecotonos entre marisma y arenales en relación con la especie holoparásita Cistanche phelypaea. A continuación, se muestran los resultados obtenidos en relación con la extinción de luz en el dosel de L. monopetalum de un ejemplar típico sin desarrollo de la zona alar de la zona de arenas, en el ecotono entre los depósitos arenosos y la marisma, de 1 metro de altura. La radiación exterior fue de 1619 µmoles fotones m-2 s-1. Desde el exterior de la biomasa hasta el suelo, la radiación disminuyó progresivamente entre 90 y 50 cm. Desde 50 cm al suelo disminuyó más marcadamente, estando el individuo formado en el interior por una estructura leñosa de ramas con pocas hojas (Fig. 21). Figura 21. Curva de extinción de luz a través de la biomasa aérea de un individuo de L. monopetalum sin desarrollo de zona alar. 111 El índice de área foliar (LAI) es uno de los parámetros más utilizados para el análisis de la estructura del dosel y es una característica estructural importante (Behera et al., 2010). Al estimar el LAI a partir de mediciones indirectas no es posible distinguir directamente entre elementos verdes y no verdes, como ramas, tallos, troncos, flores y frutos (Cutini et al., 1998, Kucharik et al., 1998). Una fuente de error en las mediciones indirectas proviene de áreas leñosas (troncos y ramas) que pueden considerarse elementos vegetativos verdes (Chen et al., 1991). Por lo tanto, en la literatura se han propuesto términos alternativos como “índice de área de vegetación” (Fassnacht et al., 1994) o “índice de área de planta (PAI)” (Neumann et al., 1989) o “branch area index” (Sjöman et al., 2016). Las estimaciones del índice de área foliar obtenidas con técnicas de medición indirectas, que están reemplazando métodos de muestreo destructivos más arduos, son frecuentemente cuestionadas debido a la interceptación de la luz por elementos leñosos y una distribución no aleatoria de los elementos del follaje. Por lo general, se supone que las ramas están ubicadas al azar con respecto a las hojas o brotes en el dosel (Kucharik et al., 1998). En el caso de L. monopetalum, una parte importante del LAI medido se corresponde con la porción foliar, determinado por un método de cuantificación directa de las fracciones de la biomasa, diferente entre los individuos encontrados en los distintos hábitat estudiados (Fig. 23). La estructura del dosel (la cantidad de follaje y su distribución) es fundamental para la penetración de la radiación, el transporte turbulento de la temperatura de las hojas, la productividad, la evapotranspiración, la interceptación de las precipitaciones y la humedad del suelo (Behera et al., 2010). El índice de área foliar (LAI) [m2m−2], definido como el área total de un lado del tejido fotosintético por unidad de superficie del suelo (Watson, 1947), es una de las variables más importantes (Ewert, 2004) en estudios de investigación ecológicos (Chen et al., 2002) y agronómicos (Soltani y Galeshi, 2002). La homogeneidad de la fracción de dosel medida a lo largo del ceptómetro en cada lectura individual es un requisito fundamental para obtener estimaciones de LAI sin sesgo (López-Lozano y Casterad, 2012; Lopes et al., 2014; Behera et al., 2010; Pokovai y Fodor, 2019). La arquitectura de las especies vegetales tiene un componente funcional importante a través de los rasgos adaptivos acumulados en el proceso evolutivo (Navarro et al., 2009; Laine et al., 2011; Badura et al., 2019). La arquitectura de L. monopetalum muestra una distribución de hojas relativamente homogénea, con abundancia en la porción más 112 externa, hasta el interior donde solo existen ramas sin hojas, en una porción pequeña del conjunto de la biomasa aérea. Los procesos importantes, como la intercepción de la luz del dosel, la deposición de elementos, la transpiración, la respiración y la asimilación, son directamente proporcionales a la superficie de las hojas. El área foliar (LA) y el índice de área foliar (LAI) son propiedades estructurales importantes del dosel de la planta. El valor de fracción fotosintéticamente activa (PAR) registrado en el interior de la biomasa aérea en cada hábitat aumentó en el interior de la misma desde el nivel del suelo hasta el límite superior de la biomasa y, por el contrario, el índice de área foliar disminuyó. Los individuos de la marisma alta fueron de menor tamaño y mostraron una menor densidad de hojas que en el resto de los hábitats, puesto de manifiesto en una mayor penetración de la radiación solar a través de la biomasa aérea. Así, el LAI fue menor en marisma alta que en otros hábitats (ANOVA de doble vía, p < 0.005) (Fig. 22 y Fig. 23). Figura 22. Fracción de luz fotosintéticamente activa en relación con la altura de la biomasa de L. monopetalum en diferentes hábitats. En la figura 22 vemos el comportamiento de la fracción fotosintéticamente activa en el interior de la biomasa aérea de L. monopetalum en los diferentes hábitats. En relación con los individuos de la zona de los depósitos arenosos, se muestra el resultado obtenido en la zona centro y la zona alar. Se indican los resultados a diferentes estratos de la 113 biomasa aérea, desde 0 cm, el nivel del suelo, y a distancias sucesivas hacia el exterior de la biomasa aérea, a 20 cm, 40 cm, 60 cm, en los hábitats de marisma alta y borde de caño, y hasta 100 cm en la zona centro de los individuos de los depósitos arenosos. En el caso de los individuos con desarrollo de la zona alar solo se indica un resultado por la altura que muestra la biomasa aérea de la zona alar. Figura 23. Índice de área foliar (LAI) de la biomasa de L. monopetalum con respecto a la altura a la que es tomado en diferentes hábitats. En la figura 23 vemos el comportamiento del índice de área foliar en el interior de la biomasa aérea de L. monopetalum en los diferentes hábitats. En relación con los individuos de la zona de los depósitos arenosos, se muestra el resultado obtenido en la zona centro y la zona alar. Se indican los resultados a diferentes estratos de la biomasa aérea, desde 0 cm, el nivel del suelo, y a distancias sucesivas hacia el exterior de la biomasa aérea, a 20 cm, 40 cm, 60 cm, en los hábitats de marisma alta y borde de caño, y hasta 100 cm en la zona centro de los individuos de los depósitos arenosos. En el caso de los individuos con desarrollo de la zona alar solo se indica un resultado por la altura que muestra la biomasa aérea de la zona alar. 114 3.3.2. Inversión de diferentes fracciones de biomasa Las especies con un rango ambiental de hábitats más amplio muestran una mayor variabilidad de fenotipos, con posibilidad de ventajas adaptativas, siendo el efecto evidente en las marismas y estuarios, que muestran una notable variabilidad de hábitats, donde las especies pueden mostrar fenotipos variables debido al amplio rango de hábitats (Richards et al., 2004). La zona con mayor biomasa reproductiva fue el gancho arenoso, ya que ambas partes, tanto la central como alar, destinaban parte de su energía a la producción de inflorescencias. La parte alar, al compararla con el centro del rodal y con los demás hábitats, fue la que mayor porcentaje de biomasa reproductiva acumuló. Las salinas también tuvieron un alto porcentaje de inflorescencias. La marisma alta registró la menor inversión en biomasa reproductiva respecto al resto de hábitats estudiados (ANOVA, Tukey test, p < 0.01) (Fig. 24). Figura 24. Porcentajes de biomasa destinados a inflorescencias (biomasa reproductiva), hojas fotosintéticas, marrones y amarillas, y tallos en Limoniastrum monopetalum colonizando diferentes hábitats. La marisma alta fue donde registramos el mayor porcentaje de biomasa estructural de tallos. Los ejemplares de L. monopetalum del gancho arenoso, tanto en su porción alar como central, mostraron un porcentaje elevado de hojas verdes, y menor de hojas amarillas y marrones. La zona de borde de caño y salinas fueron similares en todos los porcentajes, presentando los ejemplares de borde de caño un mayor porcentaje de hojas fotosintéticas. El porcentaje de hojas senescentes (amarillas y marrones) fue menor en el gancho arenoso en comparación con las otras zonas. Respecto al estudio de variables biométricas de los tallos terminales, el hábitat de salinas mostró los valores medios más elevados para las variables cuantificadas, seguida 115 del gancho arenoso y del borde de caño, respectivamente. Aunque no existieron diferencias significativas entre los valores registrados para las diferentes variables entre los hábitats de estudio (ANOVA, p > 0.05, en todos los casos), los individuos de las salinas mostraron un mayor número de hojas por tallo, seguidos de los individuos de los bordes de caño, y de los individuos del depósito arenoso, presentando el número menor los individuos de la marisma alta. El peso de hojas por tallos es más elevado en los individuos de las salinas, seguido de los individuos del gancho arenoso, mostrando valores menores los individuos de borde de caño y de marisma alta, siendo los individuos de este hábitat los que presentan un menor número de hojas por tallo (Tabla 4). Tabla 4. Biometría de tallos terminales en los distintos hábitats. Se indica el valor medio ± error típico. Diámetro de tallos (cm) Longitud de tallos (cm) Número de hojas Peso de hojas por tallo (g) Peso de tallos (g) Marisma alta 5.20 ± 0.31 36.4 ± 2.57 194 ± 26.45 5.38 ± 0.75 8.84 ± 1.79 Borde de caño 4.79 ± 0.55 36.5 ± 3.36 260 ± 39.95 5.75 ± 0.85 9.77 ± 1.94 Salinas 5.85 ± 0.20 40 ± 1.81 362 ± 38.22 8.25 ± 0.75 12 ± 1.07 Gancho arenoso 5.38 ± 0.63 38 ± 2.53 234 ± 38.30 8.14 ± 2.57 11 ± 4.10 3.3.3. Estudio de la estructura y función de los individuos de L. monopetalum en los depósitos arenosos de la isla de Saltés Figura 25. Limoniastrum monopetalum de los depósitos arenosos de la isla de Saltés con desarrollo de zona centro y zona alar. En la fotografía, A. J. Davy. University of East Anglia, UK. 116 3.3.3.1. Morfología y anatomía de las hojas de centro y ala de L. monopetalum. Características morfológicas y anatómicas Figura 26. Imagen del corte microscópico de las hojas de centro y ala de L. monopetalum. Algunos aspectos de la tolerancia de las plantas al estrés salino se basan en rasgos morfológicos y anatómicos. Las halófitas con diferentes preferencias por condiciones de mayor salinidad muestran diferencias en las características anatómicas, como consecuencia de la evolución de respuestas adaptativas al estrés salino (Rancic et al., 2019). Se han descrito relaciones entre características morfo-anatómicas y fisiología de plantas de zonas húmedas, existiendo ecotipos adaptados en especies de zonas húmedas como Phragmites australis y Phragmites communis, generando adaptaciones a largo plazo en hábitats con estrés severo debido a factores ambientales como salinidad y sequía, registrándose diferencias en relación con características superficiales micromorfológicas, anatomía foliar, estructura celular del mesófilo, glándulas salinas, vasos conductores y células esclerenquimáticas (Sultan, 2000; Antonielli et al., 2002; Chen et al., 2006; Liu et al., 2012). En la figura 26 vemos una imagen microscópica del corte de las hojas de centro y ala de L. monopetalum. Se observan imágenes de estomas, glándulas de sal en el haz y en el envés, estomas y esclereidas. En las figuras 27 y 31 se 117 pueden ver imágenes de las glándulas de sal de las hojas de la zona del ala y centro. Figura 27. Imagen de una glándula de sal de las hojas del ala (x40). La hoja de L. monopetalum es simple, carnosa, oblanceolata-espatulada, de color entre verde y gris plata, entera con ápice obtuso, anfistomática. La hoja consiste en dos epidermis uniseriadas que incluyen el mesófilo que se diferencia en un tejido en empalizada que incluye tejido esponjoso (Abd El-Maboud y Adb Elbar, 2020). Se observan glándulas de sal en ambos tipos de hojas (figuras 27 y 31), del centro y del ala, y en ambas superficies foliares (adaxial o haz y abaxial o envés). El tejido esponjoso que se observa, mayor en las hojas del ala, puede estar implicado en el almacenamiento de agua (Abd El-Maboud y Abd Elbar, 2020). Por otro lado, en las hojas de las dos zonas (centro y ala) aparecen esclereidas (solitarias o en grupos) embebidas en el mesófilo, figura 29, ala, y figura 33, centro, simples o ramificadas con diferente tamaño y orientación, como aparece en poblaciones de L. monopetalum estudiadas en las costas de la zona noroeste de Egipto (Abd El-Maboud y Abd Elbar, 2020), encontrándose en L. monopetalum de forma difusa dentro del mesófilo normalmente orientadas verticalmente con respecto a la lámina. Los estomas que presenta L. monopetalum son anomocíticos próximos al mismo nivel de la epidermis, con células epidérmicas que rodean a las oclusivas equivalentes (Gil Martínez, 1995; Abd El-Maboud y Abd Elbar, 2020). Se observan acumulaciones en las vacuolas de algunas células del tejido esponjoso, como ocurre con otras especies del género, como L. guyonianum y L. feei 118 (Abdelhamid El-Haci et al., 2009; Boughalleb et al., 2022). El análisis de estas acumulaciones pone de manifiesto que son compuestos fenólicos en el estudio citado. Las esclereidas contribuyen considerablemente a la rigidez de la hoja. Figura 28. Imagen del haz vascular principal de las hojas del ala (x40). Figura 29. Imagen de esclereidas en las hojas del ala (x40). 125 muestran que las esclereidas se producen de forma difusa dentro del mesófilo normalmente orientadas verticalmente con respecto a la lámina (Karabourniotis, 1998), como ocurre en el caso de las hojas de L. monopetalum (Figuras 29 y 33). En los cortes de hojas realizados se pueden visualizar vacuolas con sal, constituyendo un mecanismo excretador del exceso de sales en la hoja. Se han encontrado vacuolas en el tejido esponjoso, mediante la observación visual de los cortes foliares, con acumulaciones de color oscuro similares a las identificadas como compuestos fenólicos en L. guyonianum y L. feei (Abdelhamid El-Haci et al., 2009; Boughalleb et al., 2022), incrementándose el número de vacuolas con acumulaciones con la edad de la hoja, si comparamos hojas del mismo tallo en diferente posición desde la última hoja emergida. Las especies halófitas tienen la capacidad de producir moléculas fenólicas con poderosas capacidades biológicas (Stankovic et al., 2019). L. guyonianum, L. monopetalum y L. feei son especies halófitas que toleran ecosistemas hipersalinos y son conocidas por su riqueza en polifenoles y otras sustancias bioactivas para la extinción de radicales libres junto con un papel en relación con la protección contra la herbivoría (Belboukhari y Cheriti, 2007; El-Haci et al., 2009; Trabelsi et al., 2009; El-Amier y Ejgholi, 2014; Bouzidi et al., 2016; Hadjadj et al., 2016; El-Haci et al., 2017; Betait et al., 2017; Stankovic et al., 2019; Hadjadj et al., 2020; El Shaer, 2021; El-Amier et al., 2022; Ozturk, et al., 2023). Las plantas han desarrollado una gran cantidad de diferentes defensas químicas que cubren casi todas las clases de metabolitos secundarios que representan una barrera importante a los herbívoros; algunos son constitutivos, otros son inducidos después del ataque (Acheuk et al., 2017). Finalmente, es significativa estadísticamente la diferencia encontrada en relación con el diámetro de los vasos xilemáticos, mostrando mayor diámetro los vasos xilemáticos de las hojas de la zona alar. Estudios realizados en L. guyonianum, en los desiertos costeros del norte de África, ponen de manifiesto que los niveles elevados de salinidad generan la reducción del diámetro de los vasos xilemáticos mientras que la densidad xilemática aumenta (Boughalleb et al., 2022). Los estudios sobre anatomía y morfología realizados sobre poblaciones de L. monopetalum en diferentes hábitats (dunas, marismas y acantilados) muestran diferencias entre dichos hábitats en muchas de las variables exploradas (Abd El-Maboud y Abd Elbar, 2020). Pero no existen estudios relativos a hojas producidas por el mismo individuo simultáneamente en el tiempo. Sí se ha estudiado en 126 Limoniastrum guyonianum en los desiertos del norte del Sahara en Argelia y Túnez la variación en relación con el ciclo anual de variables morfológicas y anatómicas de las hojas sucesivas en el año (Boughalleb et al., 2022), poniendo de manifiesto la capacidad de la especie para mostrar cambios estacionales en aspectos anatómicos de las hojas. Nuestro estudio muestra que la densidad estomática es ligeramente mayor en la zona adaxial en las hojas de las dos zonas. Los valores registrados en esta Tesis Doctoral son más bajos que los encontrados para dunas desérticas del norte de Egipto, siendo similares a los valores registrados para las marismas de la misma zona del norte de África (Abd El-Maboud y Abd Elbar, 2020; Boughalleb et al., 2022). En las zonas costeras desérticas de Túnez, el número de estomas varía a lo largo del año, tanto en la zona adaxial como en la abaxial, siendo los valores encontrados en este estudio idénticos a los registrados en verano (agosto) en la zona costera desértica tunecina para Limoniastrum guyonianum (Boughalleb et al., 2022). La anchura del tejido esponjoso cuantificada en este estudio es mayor que la encontrada en las dunas desérticas del norte de África, siendo similares al valor encontrado en las marismas de la misma zona (Abd El-Maboud y Abd Elbar, 2020). 127 3.3.3.2. Distribución de raíces en el perfil del suelo en ejemplares de los depósitos arenosos En la figura 35 se muestran los resultados obtenidos en el estudio de distribución de raíces realizado sobre el terreno en ejemplares con diferenciación de zona alar en los depósitos arenosos de la isla de Saltés. Figura 35. Diagrama con distribución de raíces de L. monopetalum en el perfil del suelo en ejemplares en crecimiento con diferenciación de zona alar. Como ya se ha puesto de manifiesto en esta memoria de Tesis Doctoral, la diferenciación de zona alar aparece en ejemplares a partir de 50 cm de diámetro de rodal. 128 Figura 36. Vista de varios individuos de L. monopetalum en los depósitos arenosos de la isla de Saltés, mostrando distintos tamaños y el desarrollo de la zona central en los de diámetro mayor. El dibujo adjunto que aparece en la figura 35, realizado en campo abriendo un perfil en el suelo arenoso, completado mediante una foto procesada digitalmente, muestra la evolución de los individuos de L. monopetalum a lo largo del tiempo con el desarrollo de ramillas decumbentes alrededor de un centro con mayor crecimiento en altura. El centro puede alcanzar los 2 metros con tallos gruesos (hasta 4 cm) y el ala alcanza los 40 cm de alto en su porción aérea de biomasa, con tallos estrechos y decumbentes y desarrollo de raíces adventicias. El individuo completo puede alcanzar un diámetro de más de 6 metros incluyendo el centro y el ala, lo que implica una superficie total de más de 30 m2. Los rodales en crecimiento ocupan una porción importante del espacio de los depósitos arenosos, como ya se ha discutido en el capítulo de la Tesis Doctoral dedicado a la distribución de la especie, mostrándose una expansión generalizada de los individuos en la colonización de los depósitos arenosos, en crecimiento activo, del sur del estuario en la isla de Saltés. Se estudiaron los sistemas radiculares de L. monopetalum en las sucesivas etapas de crecimiento del rodal, presentándose los resultados de tres rodales con diámetro de biomasa aérea de 15 cm, de 90 cm y de 250 cm. Los sistemas radiculares mostraron, respectivamente, una profundidad de 30 cm, 40 cm y 100 cm. El ancho del sistema radicular fue en cada caso 20 cm, 60 cm y 120 cm. Las plantas desarrollan en el cuerpo principal de la planta y desde el inicio del crecimiento de la misma una raíz principal, axonomorfa, pivotante, con raíces secundarias laterales, consideradas raíces de 129 explotación y raíces colonizadoras. Con el crecimiento del rodal, desde su inicio se produce una acumulación de arena, en relación con la biomasa aérea. Dicha acumulación de arena se muestra en forma de expansión centrífuga alrededor de la biomasa aérea. Los individuos jóvenes, de 10 cm de altura, crecen sin acumulación de arena. Este proceso facilita el enraizamiento de tallos decumbentes apareciendo raíces adventicias en los mismos. El crecimiento continuo de las plantas y la subsecuente acumulación de arena son acompañados por cambios en el sistema radicular. Este proceso de acumulación de arena en montículos y desarrollo de tallos decumbentes se ha descrito para Salix arenaria, denominándose al proceso como “formation of phytogenic hillocks” (Rahmonov et al., 2009) y para Limonium guyonianum en el norte de África (Batanouny y Batanouny, 1968; Batanouny y Batanouny, 1969; Batanouny, 1973; Batanouny y Sitta, 1977), denominándose “phytogenic mouds” o “phytogenic hillocks”. Es el inicial desarrollo de las plantas lo que produce la acumulación de arena con la aparición de montículos facilitados por la biomasa aérea inicial. La acumulación progresiva de arena en los montículos estimula el desarrollo de raíces adventicias en los tallos decumbentes generados por el cuerpo del montículo. La acumulación de arena bajo la biomasa aérea de las plantas en enclaves arenosos constituye una forma de adaptación para el desarrollo de la vegetación en zonas con arenas en movimiento por el viento (Rahmonov, 1999; El-Bana et al., 2002; Rahmonov et al., 2005). Hemos medido la altura del suelo del centro de 5 individuos de diámetro entre 4 y 6 metros, con respecto a la superficie del suelo en el exterior de los individuos mediante un nivel. La diferencia entre el nivel del suelo en el centro del rodal y en el exterior de los individuos fue de 15.4 cm (ET ± 0.51). Figura 37. Ejemplares jóvenes de L. monopetalum con incipiente acumulación de arena 130 en torno a su biomasa aérea. Las raíces desarrolladas por este tipo de especies pueden ser de varios tipos (Batanouny y Batanouny, 1969). Así, pueden ser morfológicamente similares a las raíces laterales producidas en la raíz principal, axonomorfa, ocurriendo este hecho en Arthrocnemum glaucum. Figura 38. Ejemplar de L. monopetalum con desarrollo de raíz principal, axonomorfa, y raíces secundarias. Figura 39. Ejemplar joven de L. monopetalum con raíz principal, axonomorfa. 131 En otras especies halófitas, como Anabasis articulata, las raíces adventicias son finas, con pelos, y cortas, y existe un tercer tipo, donde se incluye L. monopetalum (Batanouny y Batanouny, 1969) con raíces largas y finas. Las raíces adventicias producidas en los tallos decumbentes pueden incrementar notablemente la superficie foliar de absorción de agua y podrían ser responsables de una porción considerable de la entrada total de agua en la planta (Batanouny y Batanouny, 1969). Figura 40. Vista de tallos decumbentes de L. monopetalum con desarrollo de raíces adventicias. Tallo decumbente con raíces adventicias Individuo joven con raíz axonomorfa Figura 41. Dibujo de un individuo joven de L. monopetalum, sin desarrollo de zona alar, con raíz principal y raíces secundarias y un esquema de un tallo decumbente con desarrollo de raíces adventicias. 132 En la figura 41 se muestran dos representaciones, realizadas sobre plantas en el campo, una relativa a un tallo decumbente de la zona alar del individuo con raíces adventicias, y otra de un individuo joven, con raíz principal, axonomorfa, con raíces secundarias y sin raíces adventicias. En el primero se muestra un tallo decumbente con raíces adventicias. Las raíces son superficiales (máximo 10-15 centímetros), facilitando el anclaje del tallo al suelo, permitiendo la expansión del individuo y la captación de agua superficial. Las hojas de L. monopetalum se desarrollan a partir de los tallos decumbentes casi perpendiculares al mismo, con lo cual, el ángulo de incidencia de la radiación solar es notablemente inferior al que habría si las hojas fueran paralelas al suelo. Las hojas del tallo principal de la zona central salen del mismo en un ángulo también casi perpendicular a la superficie del suelo, consiguiendo el mismo efecto atenuador de la radiación solar incidente (Fig. 37). Con esta arquitectura se evita la incidencia de niveles altos de radiación solar, típicos de la zona de estudio, aumentando, posiblemente, la eficiencia del proceso fotosintético y la eficiencia en el uso del agua. La incidencia solar en la superficie se rige por la ley del coseno de Lambert (Nasrollahi y Shokri, 2016; Pokovai y Fofor, 2019; Sukmawati y Pramudya, 2019). De acuerdo con dicha ley, las hojas de Limoniastrum monopetalum evitarían la incidencia de alta radiación, ya que el ángulo de la hoja con respecto al suelo es del orden de 84° a 88°, casi perpendicular al suelo. En el segundo dibujo de la figura 41, se muestra una planta joven con raíz pivotante, de unos 15 cm. Lo interesante es que las hojas quedan prácticamente perpendiculares al suelo en cada tallo (secundario, terciario) saliendo del tallo principal, evitando así la incidencia de alta radiación que se presenta en la zona todo el año. 133 Figura 42. Tallo decumbente de la zona alar con raíces adventicias. Figura 43. Hojas de zona central de los ejemplares de los depósitos arenosos. En el caso de L. monopetalum, el ángulo de las hojas con respecto a la superficie del suelo es del orden, como ya hemos indicado, de 84° a 88°. Tabla 6. Incidencia de la radiación solar sobre la superficie de las hojas de L. monopetalum. Se índica el error típico. Hojas centro Hojas ala Ángulos de las hojas con respecto a la horizontal 80° - 85° 85° - 90° Luz incidente sobre una superficie horizontal 1162.4 µmol fotones/m2s (± 12.3 n = 10) 980 µmol fotones/m2s (± 4.35; n = 10) Luz incidente en la superficie superior de la hoja 697.4 µmol fotones/m2s (± 3.48; n = 10) 565.2 µmol fotones/m2s (± 3.20; n = 10) Luz incidente en el envés de la hoja 441.6 µmol fotones/m2s (± 2.70; n = 10) 177.2 µmol fotones/m2s (± 12.8; n = 10) 134 A partir de la tabla 6 se encuentra que el porcentaje de radiación solar en la parte adaxial de la hoja (haz) de la zona alar, en relación con la luz incidente en la horizontal, fue del 57.6 %. El porcentaje de radiación solar incidente en la parte abaxial de la hoja de la zona alar (envés), en relación con la luz incidente en la superficie horizontal, fue del 18 %. El porcentaje de radiación solar que incide en la zona adaxial de la hoja de la zona central (haz) en relación con la luz incidente en la superficie horizontal fue del 59.9 %. El porcentaje de radiación solar incidente en la parte abaxial de la hoja de la zona central (envés), en relación con la radiación incidente en una superficie horizontal, fue del 37.9 %. En los medios con alta intensidad de radiación solar, las plantas pueden recurrir a la fotoprotección fisiológica, por ejemplo, con pigmentos, cuando el exceso de luz no puede ser utilizado, pero otra estrategia consiste en la limitación estructural de la excesiva irradiancia, que se denomina fotoprotección estructural, que las plantas adquieren reduciendo el área foliar expuesta al sol (Valladares y Pugnaire, 1999). La evitación estructural del exceso de energía solar puede ser adquirida por un elevado valor del índice de área foliar, con una elevada autoatenuación de la radiación por sombreado y, con ello, una escasa limitación de la entrada de radiación a capas inferiores de la biomasa aérea. La alta densidad de hojas que muestra L. monopetalum junto con la inclinación que exhibe con respecto a la altura solar a lo largo del día, especialmente en los días de verano, disminuyendo la fracción de la superficie fotosintética total proyectada en la dirección de la radiación incidente, favorece una limitación de una alta intensidad de radiación solar que podría inducir fotoinhibición. Como ya se ha indicado, aunque hay estomas a ambos lados de la hoja, la cantidad de estomas en la parte superior de la hoja (haz) es superior a los que hay en la parte inferior (envés). Este es un dato de interés, ya que la mayoría de las plantas son hipostomáticas, con los estomas en la parte inferior de la hoja para evitar pérdida de agua. En el caso de L. monopetalum en las Marismas del Odiel, las hojas son anfistomáticas, con estomas en ambos lados. Como ya hemos indicado, las hojas están prácticamente perpendiculares al suelo, lo que minimiza de forma segura la pérdida de agua asociada a la apertura del estoma, y además la parte superior de las hojas (haz) está orientada hacia el tallo, quedando así protegida de los efectos de la alta radiación la mayor parte del día en relación con la altura solar. 141 Se llevó a cabo una transformación mediante la raíz cuadrada de los datos para poder realizar pruebas paramétricas. Para conocer si existen diferencias significativas entre el contenido de agua cuantificado en hojas del centro y ala en las diferentes estaciones del año, se desarrolló la prueba ANOVA de dos factores. Con este análisis podemos comprobar si los valores son significativamente diferentes valorando el factor tipo de hoja y estación. Sí se observan diferencias significativas en la intersección de ambos factores con un valor de p = 0. Con lo cual, los resultados nos muestran diferencias estacionales entre los dos tipos de hojas con respecto a la capacidad de condensación, mostrando las hojas del ala una mayor capacidad para condensar el agua atmosférica matinal, a partir de la humedad del aire en todas las estaciones, condensado en la hoja enfriada. Las plantas pueden absorber agua a través de su superficie foliar, un fenómeno comúnmente referido como adquisición foliar de agua, con mecanismos aún no bien establecidos. La presencia de agua condensada en las hojas mejora las relaciones hídricas de la planta (Konrad et al., 2014; Liu et al., 2020; Coopman et al., 2021; Gui et al., 2021). Las especies tienen la capacidad de absorber agua por sus hojas, y el agua absorbida puede ser transportada a los tallos, por lo que la absorción de agua foliar puede ser uno de los mecanismos de supervivencia de los arbustos en el ambiente desértico (Gui et al., 2021). Las características de las hojas pueden facilitar el proceso de condensación de las mismas (Cavallaro et al., 2022). Las hojas con estomas abiertos se rehidratan dos veces más rápido que las hojas con estomas cerrados (Guzman-Delgado et al., 2021). Los resultados obtenidos en relación con la capacidad de las hojas de L. monopetalum de condensar agua al amanecer muestran como en invierno, con temperaturas más bajas al amanecer, las hojas tienen la capacidad de condensar agua, siendo la condensación que muestran las hojas de la zona alar mayor que la que muestran las de la zona central de los individuos de L. monopetalum en los depósitos arenosos. La capacidad de condensación disminuye hacia el verano, al ser las temperaturas matinales más elevadas, pero se mantiene el patrón con una mayor condensación en las hojas de la zona alar, aunque con cantidades de agua condensada mucho menor que en invierno. Se cuantificó el potencial hídrico al amanecer y al mediodía. Al amanecer, la media de potencial hídrico de las hojas del centro del individuo fue 4.1 MPa (± 0.02); la media de 142 potencial hídrico de las hojas del ala fue de 3.1 MPa (± 0.07). Al mediodía, la media de potencial hídrico de las hojas del centro del individuo fue 5.7 MPa (± 0.06); la media de potencial hídrico de las hojas del ala fue de 4.7 MPa (± 0.08). Se observaron diferencias significativas entre los valores encontrados en el centro y ala, así como los valores del amanecer y mediodía (ANOVA de dos factores, p < 0.05 en ambos casos), sin existir diferencias significativas por la interacción de ambos factores (ANOVA de dos factores, p > 0.05). En las marismas de la Reserva Natural de Sapal, en Portugal, en el río Guadiana, los resultados relativos al potencial hídrico en L. monopetalum muestran que existen marcadas variaciones en ψ a lo largo del año, con valores muy bajos en el verano, período de mayor salinidad, sequía y temperatura (Correia das Neves et al., 2008). La tasa de asimilación fotosintética de CO2 se reduce tanto por salinidad (Parida et al., 2004; Li et al., 2008) como por falta de agua en el suelo, debiendo las plantas mostrar cambios fisiológicos relacionados, por ejemplo, con potencial hídrico o conductancia estomática. El potencial hídrico de las hojas decrece bajo estrés hídrico (Kusvuran, 2012). La inhibición de la fotosíntesis en ecosistemas salinos, con variaciones en salinidad en el tiempo, se debe principalmente a limitaciones estomáticas, mientras que las limitaciones no estomáticas contribuyen a la reducción de la fotosíntesis cuando la salinidad es de importancia debido a su mayor duración (Li et al., 2008). Una mezcla de una atmósfera seca, con un bajo déficit de presión de vapor, alta temperatura y salinidad en el suelo, como aparece en los depósitos arenosos del sur del estuario genera una situación que podría facilitar una disminución de la asimilación fotosintética de L. monopetalum, tanto por salinidad como por sequía, inhibiendo el crecimiento de las plantas (Kusvuran, 2012). 143 En la tabla 13 se presentan los resultados relativos al contenido hídrico en relación con las hojas del centro y ala. Tabla 13. Contenido hídrico de las hojas del centro y del ala de L. monopetalum (valor medio de muestras y error típico). Amanecer Hojas del centro Hojas del ala CH CHR HD CH CHR HD 59.66 ± 0.77 71.71 ± 1.12 19.50 ± 0.69 64.05 ± 1.83 78.54 ± 2.13 14.86 ± 1.41 Mediodía Hojas del centro Hojas del ala CH CHR HD CH CHR HD 55.16 ± 0.51 62.12 ± 0.43 25.18 ± 0.48 57.52 ± 0.87 63.82 ± 0.26 24.58 ± 0.26 Comparando los valores registrados, en hojas del centro con hojas del ala no se encontraron diferencias significativas (U de Mann-Whitney, p > 0.05), sin embargo, sí se observaron diferencias significativas entre los valores del amanecer y mediodía (U de Mann-Whitney, p < 0.05). El contenido en agua de las hojas de L. monopetalum incrementa cuando la salinidad lo hace en las zonas costeras del norte de Egipto (Abd El-Maboud y Abd Elbar, 2020). El contenido hídrico al amanecer es mayor en las hojas de la zona alar que en las hojas del centro, y el patrón mostrado se repite a mediodía con un valor inferior en ambos casos, tanto hojas de la zona centro como en hojas de la zona alar. El contenido hídrico relativo exhibe una tendencia similar. El déficit hídrico (HD), tanto al amanecer como al mediodía, es mayor en las hojas del centro en comparación con las hojas del ala. El contenido hídrico relativo decrece cuando la humedad del suelo es baja, siendo una disminución destacable cuando la humedad del suelo alcanza un valor crítico por debajo de la capacidad de campo (Rodríguez et al., 2001). 3.3.3.6. Fotosíntesis de las hojas del centro y ala de los individuos de los depósitos arenosos de la isla de Saltés Se cuantificó la fotosíntesis de las hojas en individuos con diferenciación de zona centro y zona alar de individuos de los depósitos arenosos de la isla de Saltés. 144 Tabla 14. Parámetros fotosintéticos de las hojas de L. monopetalum de los depósitos arenosos de la isla de Saltés. Se indica el error típico. Amanecer A Ci gs Ala 3.04 ± 0.57 282 ± 21.01 60.30 ± 1.85 Centro 1.12 ± 0.34 259 ± 73.54 70.20 ± 1.95 Mediodía A Ci gs Ala 1.48 ± 0.42 506 ± 46.75 1.02 ± 1.02 Centro 3.03 ± 0.36 654 ± 56.99 2.14 ± 1.20 Sí existen diferencias significativas entre los valores registrados al amanecer y al mediodía para las variables Ci y gs (U de Mann-Whitney, p < 0.05), mientras que los valores para fotosíntesis no mostraron diferencias significativas (U de Mann-Whitney, p > 0.05). Los valores observados entre los dos tipos de hojas no mostraron diferencias significativas. Al amanecer, la fotosíntesis neta es mayor en las hojas del ala (3.04 µmol CO2/m2s) que en las hojas del centro (1.12 µmol CO2/m2s), siendo la concentración de CO2 intercelular también mayor en las hojas del ala (282 μmol.mol-1) que en las hojas del centro (259 μmol.mol-1). Al mediodía se invierte la tendencia, siendo mayor la fotosíntesis neta en las hojas del centro (3.03 µmol CO2/m2s) que en las hojas del ala (1.48 µmol CO2/m2s). El valor de la concentración intercelular de CO2 es también ligeramente mayor en las hojas del centro (654 μmol.mol-1) que en las hojas del ala (506 μmol.mol-1). El valor de gs es mayor, al amanecer, en las hojas del ala que en las del centro, invirtiéndose la tendencia al mediodía. Los principales factores que provocan la disminución de A son la limitación estomática y la limitación no estomática. El primero se debe principalmente a la disminución de la conductancia estomática debido al cierre de los estomas que bloquea la entrada de CO2 a las hojas y el segundo se debe sobre todo al daño metabólico de los órganos fotosintéticos en las células del mesófilo debido a la intensa luz que resulta en la incapacidad del CO2 para asimilarse completamente (Kaiyue et al., 2020). De hecho, los dos factores anteriores pueden ocurrir al mismo tiempo y el cambio de Ci determina qué factor domina (Kaiyue et al., 2020). Una limitación estomática disminuye A, por lo que Ci también disminuye; pero, cuando A disminuye por una limitación no estomática, entonces aumenta Ci. Los valores de conductancia estomática 145 (gs) son menores al mediodía que al amanecer en las hojas de ambas zonas, con un valor de 60.3 µmoles/m2s en las hojas del ala frente a un valor de 70.2 µmoles/m2s en las hojas del centro. Al mediodía, el valor registrado en las hojas del centro fue 2.14 µmoles/m2s frente al valor encontrado en las hojas del ala de 1.02 µmoles/m2s. El valor de Ci es dependiente de gs y de la capacidad de absorción de CO2 de las células del mesófilo (Jiang et al., 2000). Los factores que afectan a la fotosíntesis no son solo los determinados por los propios genes de las especies vegetales, sino también los de las variedades mejoradas y los cambios posteriores a las etapas de crecimiento, las ubicaciones geográficas o las condiciones ambientales, como la intensidad de la luz, la temperatura, la concentración de CO2 y el suelo a través del contenido de humedad. Hay variación incluso en hojas individuales dentro del dosel de la misma planta (Kaiye et al., 2020). Así, las tendencias registradas en este estudio podrían deberse a un elevado número de factores y, por tanto, se requeriría un estudio de mayor envergadura, con un mayor número de réplicas y en diferentes zonas de estudio, para determinar si las tendencias registradas respecto a las diferencias entre tipos de hojas se repiten bajo diferentes condiciones de estudio. Tabla 15. Medidas de temperatura, humedad, radiación solar y concentración de CO2 a lo largo del día 5 de julio de 2018. Se indica el error típico. Hora (h) Temperatura (°C) Humedad (%) Radiación (µmol fotones/m2s) 8.00 17.8 ± 0.09 65.1 ± 0.05 456 ± 4.09 9.00 19.6 ± 0.03 65.2 ± 0.05 590 ± 7.03 10.00 24.9 ± 0.019 43.4 ± 0.03 882.1 ± 2.64 11.00 25.4 ± 0.04 44.1 ± 0.03 926 ± 1.32 12.00 26.0 ± 0.24 46.8 ± 0.05 1245 ± 1.63 13.00 27.7 ± 0.03 48.3 ± 0.02 1476 ± 1.79 14.00 28.1 ± 0.06 47.4 ± 0.03 1490 ± 0.75 15.00 28.6 ± 0.03 44.6 ± 0.02 1500± 0.66 16.00 29.8 ± 0.06 37.6 ± 0.08 1510 ± 0.75 17.00 28.7 ± 0.08 44.8 ± 0.07 1234 ± 0.68 18.00 28.5 ± 0.05 52.3 ± 0.06 1060 ± 3.25 19.00 26.8 ± 0.03 56.2 ± 0.03 720 ± 0.87 20.00 25.3 ± 0.03 68.1 ± 0.03 440 ± 0.66 146 En la tabla 15 se muestran los resultados obtenidos en relación con medidas tomadas a lo largo del día 5 de julio de 2018 de temperatura, humedad, radiación solar y concentración de CO2. Se indica el valor medio y el error típico. La temperatura aumenta desde el inicio de la mañana (17.8 °C) hasta la tarde (28.7 °C), disminuyendo a partir de las 17.00 h. La humedad relativa es alta al inicio de la mañana (65.1 %), disminuyendo hacia el inicio de la tarde (37.5 %) y subiendo hacia el final de la tarde (68.1 %). La radiación solar al inicio de la mañana es 456 µmol fotones/m2s, al mediodía 1510 µmol fotones/m2s y al final de la tarde 440 µmol fotones/m2s. El valor de la concentración atmosférica de CO2 se mantiene entre 463 y 482 ppm. En relación con las temperaturas medidas sobre las hojas, tanto del centro como del ala, al amanecer, la temperatura de las hojas del centro del rodal mostró un valor medio de 19.2 °C (± 0.13) y la temperatura de las hojas de la zona del ala 19.8 °C (± 0.13). En relación con el mediodía, las hojas del centro del rodal mostraron un valor medio de 29.2 °C (± 0.28) y las hojas del ala 31.6 °C (± 0.28). Al amanecer, la media de temperatura fue similar, ligeramente más alta la temperatura de la zona alar. Al mediodía, la temperatura de la zona alar volvió a ser más elevada pero con mayor diferencia que la expuesta al amanecer, mostrando una diferencia de 2.4 °C. Los análisis mostraron diferencias significativas entre los valores de temperatura de las hojas del centro y ala, así como entre los valores registrados durante el amanecer y mediodía (U de MannWhitney, p < 0.05). Tabla 16. Temperatura superficial del suelo de los depósitos arenosos de la isla de Saltés. Se indica el error típico. HORA TEMPERATURA SUELO (°C) 9.00 29.08 ± 0.68 11.00 43.90 ± 0.08 13.00 43.32 ± 0.05 14.00 52.24 ± 0.96 15.00 56.66 ± 0.90 17.00 54.78 ± 0.92 En la tabla 16 se muestran los resultados obtenidos de la temperatura superficial del suelo de los depósitos arenosos de la isla de Saltés donde se encuentra L. monopetalum. Los registros se hicieron en 5 puntos entre las 9.00 h. y las 15.00 h. Se muestra el valor 147 medio y el error típico. La temperatura más alta del suelo se alcanza sobre las 15.00 h, con 56.6 °C. La temperatura del suelo es función del flujo de calor en el suelo y del intercambio de calor entre el suelo y la atmósfera y del intercambio de calor en el propio perfil (Ghali, 2003; Zhao et al., 2007). La temperatura del suelo afecta a la tasa de descomposición de materia orgánica y al contenido en agua del suelo y su disponibilidad para las plantas. La temperatura del suelo tiene un gran efecto en el crecimiento de las plantas influyendo en la absorción de agua y nutrientes (Toselli et al., 1999), crecimiento de raíces y brotes (Weih y Karlsson, 1999). Cuando aumenta la temperatura del suelo se reduce la humedad del mismo (Broadbent, 2015), si la sombra que cubre el suelo es reducida incrementa la tasa de evaporación del agua (Rengasamy y Churchman, 1999). La evaporación del agua del suelo requiere una gran cantidad de energía. El agua del suelo utiliza la energía de la radiación solar para evaporar el agua (Lenhert, 2013). La cobertura de biomasa aérea de la zona del ala disminuye la temperatura del suelo bajo ella, favoreciendo una menor evaporación del agua del suelo y, con ello, una mayor disponibilidad hídrica para las raíces adventicias de la zona alar. Tabla 17. Velocidad del viento con la altura en los depósitos arenosos en julio de 2021. Se indica el error típico. En la tabla 17 se muestran los resultados obtenidos de la velocidad del viento en relación con la altura en los depósitos arenosos registrados en el mes de julio de 2021, indicándose el error típico. El viento puede tener un efecto sobre las hojas de la porción central de los rodales en relación con atenuar la temperatura de las hojas modificando la capa límite de las mismas, facilitando la eliminación de calor de la hoja, disminuyendo la temperatura de las mismas, pudiendo tener incidencia en la fotosíntesis neta (Oke, 2002; Lin et al., 2012). Perfil de viento Altura (m) Velocidad m/s 2 5.4 ± 0.08 1.5 5.1 ± 0.11 1 4.0 ± 0.03 0.5 3.0 ± 0.11 0.2 2.9 ± 0.10 Suelo 2.1 ± 0.04 148 Las temperaturas que alcanzan las hojas de L. monopetalum en los depósitos arenosos del sur del estuario en la isla de Saltés son elevadas en el entorno del mediodía del verano, siendo también elevadas las temperaturas que alcanza la superficie del suelo arenoso, lo cual incidirá en una elevada emisión de calor del suelo hacia la capa límite cercana (Oke, 2002), donde se encuentran los ejemplares de L. monopetalum, especialmente a las hojas de zona alar al mediodía. La velocidad del viento aumenta con la altura. Las especies C3 generalmente tienen una mayor habilidad para la aclimatación de la fotosíntesis a la temperatura en un margen más amplio que las especies C4 (Yamori et al., 2012; Yang et al., 2018). Hay tres factores principales que afectan a la respuesta de la fotosíntesis neta a la temperatura en la hoja (A–T): (i) bioquímica fotosintética, (ii) respiración y (iii) déficit de presión de vapor (D) y sensibilidad estomática al déficit de presión de vapor durante las mediciones (Fitter y Hay, 2002; Lin et al., 2012). La temperatura en las hojas de la zona del ala es superior a la temperatura registrada en la zona del centro. El estrés por altas temperaturas puede afectar al contenido en clorofila de las hojas disminuyéndolo (Thussagunpanit et al., 2015; Sadura y Janeczko, 2018). El perfil de viento encontrado en la zona favorece la disminución de temperatura de las hojas del centro del rodal debido al incremento en la velocidad del viento con la altura, presentando un valor más bajo la velocidad del viento (3 m/s) a la altura de la zona alar (30 cm) que sobre la zona central (5.4 m/s) a una altura de 2 m. La temperatura del aire afecta también a la salinidad del suelo en medios salinos (Boughalleb et al., 2021), con lo cual, una temperatura más elevada podría incrementar la salinidad del suelo de los depósitos arenosos de la isla de Saltés. La respuesta de la fotosíntesis a la temperatura es una faceta central de la respuesta de las plantas al clima. La respuesta típica de la fotosíntesis neta (A) a la temperatura (T) puede describirse como una superficie en pico (Fitter y Hay, 2002), con fotosíntesis baja a temperaturas frías, aumentando gradualmente hasta un índice máximo a temperaturas óptimas y luego disminuyendo, normalmente de forma súbita, a temperaturas altas (Azcon-Bieto y Talon, 2008; Taiz et al., 2008). La regulación estomática puede afectar la respuesta AT. La aclimatación a las bajas temperaturas implica un aumento de la capacidad de las enzimas con temperatura limitada, mientras que la aclimatación fotosintética a altas temperaturas implica aumento de la estabilidad térmica del aparato fotosintético. Una elevada temperatura de las hojas puede reducir el crecimiento (Yamori et al., 2014). Las 149 especies que sufren altas temperaturas necesitan una mayor tolerancia al calor de membranas de los tilacoides y enzimas fotosintéticas, para permitir mayores tasas fotosintéticas a altas temperaturas. La disminución de la temperatura de las hojas del centro del rodal podría tener que ver con el efecto que tiene el viento modificando la capa límite de la hoja. Los resultados obtenidos en relación con la velocidad del viento en los depósitos arenosos podrían conducir a esta hipótesis. 3.3.3.7. Fluorescencia de la clorofila de las hojas del centro y ala de los individuos de los depósitos arenosos de la isla de Saltés Se muestran a continuación los resultados de las medidas de la fluorescencia de la clorofila de las hojas en individuos con diferenciación de zona centro y zona alar de individuos de los depósitos arenosos de la isla de Saltés. Tabla 18. Fluorescencia de la clorofila de las hojas de individuos de L. monopetalum de la zona centro y alar. Se indica el valor de la media y el error típico. Amanecer Fv/Fm ɸPSII qP qNP NPQ Centro 0.86 ± 0.05 0.85 ± 0.05 0.95 ± 0.03 0.29 ± 0.14 0.35 ± 0.14 Ala 0.89 ± 0.01 0.82 ± 0.02 0.94 ± 0.05 0.23 ± 0.21 0.22 ± 0.19 Mediodía Fv/Fm ɸPSII qP qNP NPQ Centro 0.86 ± 0.02 0.41 ± 0.05 0.58 ± 0.10 0.53 ± 0.08 0.70 ± 0.18 Ala 0.77 ± 0.01 0.22 ± 0.05 0.62 ± 0.167 0.67 ± 0.22 0.80 ± 0.33 Se observaron diferencias significativas de los valores entre el amanecer y mediodía (U de Mann-Whitney, p < 0.05, en todos los casos), sin mostrar diferencias significativas entre los tipos de hoja, centro y ala (U de Mann-Whitney, p > 0.05, en todos los casos). Aunque los valores obtenidos son similares en las hojas del centro y en las hojas del ala en relación con los parámetros de fluorescencia de la clorofila cuantificados, durante el amanecer, los valores de los parámetros cuantificados fueron en su mayoría más elevados en las hojas del centro que en las hojas de ala, lo que pone de manifiesto una 150 mayor capacidad para eliminar el flujo de radiación solar no aprovechable en la fotosíntesis. Únicamente el valor de la eficiencia fotoquímica potencial (Fv/Fm) mostró valores más elevados en las hojas del ala. Durante el mediodía, los valores de Fv/Fm así como los valores de ɸPSII fueron más elevados en las hojas del centro, presentando valores menores para los parámetros qP, NPQ y qNP. Los parámetros qPN y NPQ reflejan la influencia de procesos no fotoquímicos en la emisión de fluorescencia de clorofila durante la transición de una hoja del estado adaptado a la oscuridad al estado adaptado a la luz. Las determinaciones de qNP pueden proporcionar una medida cuantitativa de la disipación de la energía de excitación excesiva (González Moreno et al., 2008). Estos resultados muestran una mayor necesidad de eliminar el flujo de energía solar como radiación no utilizable en la fotosíntesis en las hojas del ala, que también muestra un menor valor de ɸPSII. En base a los resultados obtenidos en el estudio del intercambio gaseoso y parámetros de fluorescencia en las hojas de las diferentes zonas (central y alar) parece que se detecta una respuesta fisiológica diferencial respecto al rendimiento fotosintético entre ambas estructuras de la planta. Resulta interesante pensar, y puede constituir una línea de investigación a seguir, la posibilidad de integración en dos zonas de la planta con comportamientos fisiológicos distintos en una respuesta única. Existen modelos en relación con esto en plantas clonales que ponen de manifiesto que la integración fisiológica afecta a la forma de crecimiento y la capacidad competitiva (Herben, 2004). Las características encontradas en los individuos de L. monopetalum que colonizan los arenales del estuario, con diferenciación entre centro y ala, un aspecto de arquitectura vegetal no descrito anteriormente para esta especie, favorecen un comportamiento fisiológico diferencial que puede contribuir a la expansión y crecimiento en medios limitantes en factores ambientales, especialmente en relación con el agua y la salinidad, como son los depósitos arenosos, en crecimiento activo en el estuario, lo que podría explicar la expansión registrada en la zona de estudio de esta Tesis Doctoral. 253 2020). El incremento de CO2 y el incremento de intensidad de radiación, de forma independiente, pueden incrementar el valor de AQY. El incremento de CO2 e intensidad luminosa pueden trabajar de forma sinérgica promoviendo una mayor capacidad fotosintética (Pan et al., 2020). Un valor alto de AQY puede tener influencia en una mayor capacidad fotosintética en doseles vegetales más cerrados (Long, 1983; Jiao et al., 2916). En condiciones naturales en el Algarve (Portugal), los valores más altos de fotosíntesis en L. monopetalum se observaron en otoño y en relación con Atriplex halimus en invierno, presentando ambas especies valores más bajos en el Algarve en primavera y verano. Ambas especies muestran a diario valores más elevados de fotosíntesis durante la mañana, disminuyendo a lo largo del día (Correia das Neves et al., 2008). La curva mostrada para las tres especies se ajusta a la ecuación, donde la fotosíntesis varía con la concentración de CO2 siguiendo la cinética de Michaelis-Menten (Farquhar et al. 1980; Edwards y Walker, 1983), permitiendo el ajuste calcular el PCL: Donde la fotosíntesis aparente (APS), equivalente a la fotosíntesis neta es función de la velocidad máxima de fotosíntesis (Vmax) multiplicada por la concentración de CO2 menos el punto de compensación para el carbono, dividido por la concentración de CO2 más la Km, constante de Michaelis-Menten, aparente del CO2. Las plantas controlan el intercambio de CO2 y la pérdida de agua a la atmósfera en respuesta a estímulos endógenos y ambientales a través de los poros estomáticos, cuyo tamaño está controlado por las células protectoras circundantes mediante cambios en la presión de turgencia. Cuando aumenta la concentración de CO2 dentro de los espacios intracelulares de las hojas (Ci), se activa una red de transducción de señales tanto en las células protectoras como en el mesófilo subyacente que media el cierre de los estomas, lo que resulta en una reducción de la evaporación del agua de las hojas. La reducción de las aperturas y la densidad de los estomas debido a la elevación continua de la concentración de CO2 atmosférico puede reducir el intercambio de gases y aumentar la eficiencia intrínseca del uso del agua y la temperatura de las hojas de las plantas (Zhang 254 et al., 2018). Hemos realizado un ajuste de curva de Michaelis-Menten que no pasa por el origen de coordenadas y permite establecer el punto de compensación de luz (PCL), para las tres especies a las tres temperaturas exploradas, de acuerdo con la fórmula (con un 95 % de confianza) f(x) = a*(x-b)/(x+k) donde a = A max, b es el punto de compensación de luz (PCL) y k es la constante de Michaelis-Menten. El ajuste se ha hecho sobre las tres especies para las tres temperaturas exploradas en el experimento. A continuación, se muestran los resultados del ajuste de Michaelis–Menten a 10 °C para las tres especies, permitiendo el ajuste calcular el PCL (Fig. 11). 255 Figura 11. Ajuste de Michaelis-Menten para 10 °C para Atriplex halimus (A; R2 = 0.99), Halimione portulacoides (B; R2 = 0.97) y Limoniastrum monopetalum (C; R2 = 0.91). En el ajuste realizado, para 10 °C los valores registrados para Amax son 12.8 µmoles CO2/m2s para A. halimus, 15.8 µmoles CO2/m2s para H. portulacoides y 5.6 µmoles CO2/m2s para L. monopetalum. El punto de compensación de luz (PCL) para A. halimus es 8.2 µmoles/m2s, para H. portulacoides es 10.7 µmoles/m2s y para L. monopetalum es 40.3 µmoles/m2s. El valor de Km, (contante de Michaelis-Menten), es 161.5 para A. halimus, 353.5 para H. portulacoides y 216.9 para L. monopetalum. A continuación, se muestran los resultados del ajuste de Michaelis-Menten a 20 °C para las tres especies. 256 Figura 12. Ajuste de Michaelis-Menten para 20 °C para Atriplex halimus (A; R2 = 0.99), Halimione portulacoides (B; R2 = 0.99) y Limoniastrum monopetalum (C; R2 = 0.99). En el ajuste realizado, para 20 °C los valores registrados para Amax son 18.1 µmoles CO2/m2s para A. halimus, 20.6 µmoles CO2/m2s para H. portulacoides y 28.3 µmoles CO2/m2s para L. monopetalum. El punto de compensación de luz (PCL) para A. halimus es 29.1 µmoles/m2s, para H. portulacoides es 28.7 µmoles/m2s y para L. monopetalum es 27.1 µmoles/m2s. El valor de Km, constante de Michaelis-Menten, es 211.7 para A. halimus, 292.4 para H. portulacoides y 347.4 para L. monopetalum. A continuación, se muestran los resultados del ajuste a 30 °C para las tres especies. 257 Figura 13. Ajuste de Michaelis-Menten para 30 °C para Atriplex halimus (A; R2 = 0.91), Halimione portulacoides (B; R2 = 0.97) y Limoniastrum monopetalum (C; R2 = 0.99). En el ajuste realizado, para 30 °C los valores registrados para Amax son 3.8 µmoles CO2/m2s para A. halimus, 21.1 µmoles CO2/m2s para H. portulacoides y 17.1 µmoles CO2/m2s para L. monopetalum. El punto de compensación de luz (PCL) para A. halimus es 101.5 µmoles/m2s, para H. portulacoides es 110.8 µmoles/m2s y para L. monopetalum 258 es 69.3 µmoles/m2s. El valor de Km, constante de Michaelis-Menten, es 132.8 para A. halimus, 339.3 para H. portulacoides y 463.9 para L. monopetalum. Las tres especies muestran los valores más elevados para Amax a 20 °C. A 30 °C, L. monopetalum y H. portulacoides muestran valores más elevados que A. halimus, siendo el valor de H. portulacoides superior al de L. monopetalum. En relación con el PCL, el valor registrado para L. monopetalum es superior a los encontrados para H. portulacoides y A. halimus tanto para 20 °C como para 30 °C. A 20 °C y 30 °C, la constante de Michaelis–Menten (Km) muestra un valor superior al que se registra en H. portulacoides y A. halimus. La temperatura media anual del Paraje Natural y Reserva de Biosfera de las Marismas del Odiel es 20 °C, con inviernos moderadamente fríos con temperatura media de 13 °C y veranos con máximos de temperatura que no superan los 40 °C. Estas condiciones de temperatura son favorables para L. monopetalum, pudiendo mostrar un crecimiento continuo todo el año. En la tabla 2, se muestran en una tabla de síntesis los resultados obtenidos para las tres especies, en las tres temperaturas exploradas, en relación con Amax, PCL y Km. Tabla 2. Valores de Amax, PCL y Km para las tres especies en relación con las temperaturas exploradas (10 °C, 20 °C, 30 °C). Especie 10 ºC 20 ºC 30 ºC m1 (A máx) m2 (PCL) m3 (Km) m1 (A máx) m2 (PCL) m3 (Km) m1 (A máx) m2 (PCL) m3 (Km) Atriplex halimus 12.78 8.22 161.5 18.08 29.06 211.7 3.807 101.5 132.8 Halimione portulacoides 15.79 10.71 353.5 20.59 28.68 292.4 21.1 110.8 339.3 Limoniastrum monopetalum 5.57 40.29 216.9 28.28 27.12 347.4 17.09 69.27 463.9 A continuación (Fig. 14), mostramos las tendencias encontradas en relación con la eficiencia en el uso del agua (WUE) para el conjunto de las tres especies en relación con las temperaturas empleadas. 259 Figura 14. Eficiencia en el uso del agua (WUE) de Atriplex halimus, Halimione portulacoides y Limoniastrum monopetalum a 10 °C (A), 20 °C (B) y 30 °C (C) entre 02000 µmoles m-2 s-1. Los valores son medias ± ET. -10 -5 0 5 10 15 20 25 0500 1000 1500 2000 2500 Eficiencia en el uso del agua (mmoles CO2 / mol H2O) Radiación (µmoles fotones / m2 · s) A Atriplex halimus Halimione portulacoides Limoniastrum monopetalum -5 0 5 10 15 0500 1000 1500 2000 2500 Eficiencia en el uso del agua (mmoles CO2 / mol H2O) Radiación (µmoles fotones /m2· s) B Atriplex halimus Halimione portulacoides Limoniastrum monopetalum -6 -4 -2 0 2 4 6 0500 1000 1500 2000 2500 Eficiencia en el uso del agua (mmoles CO2 / mol H2O) Radiación (µmoles fotones / m2 · s) C Atriplex halimus Halimione portulacoides Limoniastrum monopetalum 260 La eficiencia en el uso de agua (WUE) es una medida de la efectividad de los estomas en maximizar la fotosíntesis reduciendo la pérdida de agua por transpiración. Se puede usar para caracterizar la acumulación de materia seca, una eficiencia en el uso del agua elevada producirá más materia seca por unidad (Kaiyue et al., 2020). A 10 °C, el valor más elevado de WUE con 17.5 mmoles CO2/mol H2O lo mostró A. halimus, en comparación, a la misma radiación 750 µmoles/m2s, con L. monopetalum con un valor de 11.2 mmoles CO2/mol H2O y H. portulacoides con 11.5 mmoles CO2/mol H2O. A 20 °C, A. halimus muestra la mayor eficiencia en el uso del agua para todas las radiaciones exploradas, observándose un comportamiento de L. monopetalum similar en tendencia. A 30 °C, se observa un incremento a esta temperatura de la eficiencia en el uso del agua de las tres especies con la radiación con valores similares. L. monopetalum muestra un aumento sostenido con la radiación. A 1500 µmoles/m2s, A. halimus muestra un valor de 3.4 mmolesCO2/mol H2O, L. monopetalum 3.1 mmolesCO2/mol H2O y H. portulacoides 2.8 mmolesCO2/mol H2O, esta última, de las tres especies, es la que se extiende hacia latitudes más frías en Europa. Cuando una planta aumenta el valor de WUE si la A se reduce menos que el valor de E, implica que las plantas usan la transpiración para aumentar su eficiencia en el uso del agua, lo cual significa resistencia a la sequía (Kaiyue et al., 2020). Los valores de WUE mostraron diferencias significativas entre las temperaturas estudiadas (ANOVA de doble vía, F = 19, p < 0.05). No se observaron diferencias significativas entre las especies o por interacción de ambos factores (especie y temperatura). Se pone de manifiesto una adecuada economía hídrica de L. monopetalum, en relación con el medio en que vive, lo cual podría conferirle una ventaja competitiva con base ecofisiológica. A continuación (Fig. 15) mostramos las tendencias encontradas en relación con la concentración de CO2 en los espacios intercelulares (Ci) para el conjunto de las tres especies en relación con las temperaturas empleadas. 261 Figura 15. Concentración de CO2 en los espacios intercelulares (Ci) de Atriplex halimus, Halimione portulacoides y Limoniastrum monopetalum a 10 °C (A), 20 °C (B) y 30 °C (C) entre 0-2000 µmoles m-2 s-1. Los valores son medias ± ET. -100 0 100 200 300 400 500 600 0500 1000 1500 2000 2500 Concentración de CO2 intercelular (µmol CO2) Radiación (µmoles fotones / m2· s) A Atriplex halimus Halimione portulacoides Limoniastrum monopetalum 0 100 200 300 400 500 0500 1000 1500 2000 2500 Concentración de CO2 intercelular (µmol CO2) Radiación (µmoles fotones / m2 · s) B Atriplex halimus Halimione portulacoides Limoniastrum monopetalum 0 100 200 300 400 500 600 700 0500 1000 1500 2000 2500 Concentración de CO2 intercelular (µmol CO2) Radiación (µmoles fotones / m2 · s) C Atriplex halimus Halimione portulacoides Limoniastrum monopetalum 262 La concentración de CO2 intercelular (Ci) es un regulador de la apertura estomática que disminuye en la planta en relación con la fotosíntesis. A bajas concentraciones de Ci, los estomas se abren independientemente del resto de los factores ambientales salvo en situaciones de fuerte estrés hídrico. Una limitación estomática reduce el valor de la tasa de fotosíntesis neta (A) y también reduce Ci, pero cuando A se reduce por una limitación no estomática aumenta Ci (Jiang y Xu, 2000; Kaiyue et al., 2020). La cuantificación realizada muestra una disminución en el valor de Ci en relación con la radiación para las tres especies estudiadas, en todas las temperaturas analizadas, lo que se relaciona con el incremento de la fotosíntesis. El comportamiento de las especies a 10 °C y 20 °C es similar, siendo el descenso mayor para A. halimus, seguida por L. monopetalum y, finalmente, H. portulacoides. La cuantificación realizada a 30 °C muestra también un descenso mayor para A. halimus, sin embargo, a alta temperatura, H. portulacoides presenta valores menores en comparación con L. monopetalum. Los valores del contenido de carbono intracelular mostraron diferencias significativas entre las temperaturas estudiadas (ANOVA 2 vías, F = 5.05, p < 0.05), observándose entre los valores de 10 ºC y 30 ºC (Tukey, p < 0.05). No se observaron diferencias significativas entre las distintas especies, así como entre los valores por el efecto de la interacción de ambos factores (especie y temperatura). A continuación (Fig. 16), mostramos las tendencias encontradas en relación con la transpiración para el conjunto de las tres especies en cuanto a las temperaturas empleadas. 269 6.3.3. Fluorescencia de la clorofila En la figura 19 se muestran los resultados en relación con la eficiencia fotoquímica potencial del fotosistema II (Fv/Fm) de L. monopetalum, H. portulacoides y A. halimus a tres temperaturas (10 °C, 20 °C, 30 °C). Figura 19. Eficiencia fotoquímica potencial del fotosistema II (Fv/Fm) de L. monopetalum, H. portulacoides y A. halimus a tres temperaturas (10 °C, 20 °C, 30 °C). Se indica el error típico (ET). Las variables no mostraron una distribución normal, por lo tanto, se desarrolló el test no paramétrico de Kruskal Wallis para poder comparar los valores de las variables agrupadas según la especie y la hora del día (amanecer y mediodía). También se llevó a cabo el test de U de Mann-Whitney para comparar los valores registrados al amanecer 270 y mediodía agrupando las variables según la especie y la temperatura. En la figura 18 se observa que la variable Fv/Fm mostró diferencias significativas al amanecer únicamente entre 10 ºC y 20 ºC, sin embargo, al mediodía se observaron entre todas las temperaturas (Kruskal Wallis, p < 0.05). Los valores de la eficiencia fotoquímica potencial del PSII de las tres especies al amanecer (Fv/Fm), en las tres temperaturas exploradas, son elevados. H. portulacoides muestra la mayor diferencia en el valor obtenido al amanecer comparado con el valor de mediodía, con un valor más bajo a 10 °C en comparación con las otras dos especies. Valores bajos de Fv/Fm usualmente se corresponden con conductancias estomáticas bajas, sugiriendo que estrés por sequía se puede asociar con estrés por baja temperatura en condiciones naturales en invierno (Prieto et al., 2009). Limoniastrum monopetalum exhibe la menor diferencia entre amanecer y mediodía si comparamos con los valores de Halimione portulacoides y Atriplex halimus, tanto a 20 °C como a 30 °C. Lo cual es un resultado congruente con su distribución mediterránea, siendo una especie inexistente en las marismas europeas salvo en Portugal y España. Los valores mostrados de eficiencia fotoquímica potencial del PSII de L. monopetalum a mediodía son más elevados que los exhibidos por Halimione portulacoides y Atriplex halimus. 271 Veamos los valores encontrados en relación con la eficiencia real del PSII (ɸPSII) (Fig. 20). Figura 20. Eficiencia real del fotosistema II (ɸPSII) de L. monopetalum, H. portulacoides y A. halimus a tres temperaturas (10 °C, 20 °C, 30 °C). Se indica el error típico (ET). En la figura 19 se observa que la variable ФPSII mostró diferencias significativas tanto al amanecer como al mediodía para 30 °C respecto a 20 °C y 10 °C (Kruskal Wallis, p < 0.05). La eficiencia real del PSII de las tres especies es mayor al amanecer si comparamos con el valor alcanzado al mediodía. Durante el amanecer, el valor más elevado lo muestra L. monopetalum. La adaptación a alta irradiación puede implicar cambios significativos en la conformación del aparato fotosintético que resulte en una disipación no fotoquímica en el complejo antena del PSII antes de que la energía alcance los centros de reacción (Horton et al., 1991; Horton y Ruban, 1994). La eficiencia real del PSII al mediodía es baja 272 para las tres especies a todas las temperaturas. La disminución en la eficiencia real de L. monopetalum a mediodía es menor a 30 °C que a 10 °C y 20 °C, mostrando a 30 °C una eficiencia real del PSII mayor que la exhibida por H. portulacoides y Atriplex halimus. Seguidamente, se muestran los valores del quenching no fotoquímico (NPQ) para las tres especies estudiadas a las temperaturas consideradas (Fig. 21). Figura 21. Quenching no fotoquímico NPQ de L. monopetalum, H. portulacoides y A. halimus a tres temperaturas (10 °C, 20 °C, 30 °C). Se indica el error típico (SE). En la figura 21 podemos observar que la variable NPQ mostró diferencias significativas al amanecer para 30 ºC respecto a 20 ºC y 10 ºC, mientras que durante el mediodía únicamente los valores registrados para 20 ºC y 30 ºC mostraron diferencias significativas (Kruskal Wallis, p < 0.05). El parámetro NPQ refleja la influencia de procesos no 273 fotoquímicos en la emisión de fluorescencia de la clorofila durante la transición del estado adaptado a la oscuridad al estado adaptado a la luz (González Moreno et al., 2008). El parámetro NPQ puede servir como un índice de estrés ante situaciones de alta irradiancia, salinidad, falta de nutrientes o bajas temperaturas (Misra et al., 2008). El valor de NPQ de las tres especies, para las tres temperaturas, fue menor al amanecer que al mediodía. Los valores de L. monopetalum a mediodía fueron más elevados para las tres temperaturas en comparación con las otras especies, con valores máximos a 20 ºC, al igual que H. portulacoides, sin embargo, A. halimus mostró el valor máximo a 10 ºC. Los valores de L. monopetalum a mediodía fueron más elevados para las tres temperaturas en comparación con las otras especies, mostrando una capacidad para disipar energía de forma no fotoquímica, pero manteniendo una asimilación fotosintética elevada. Estos resultados ponen de manifiesto una alta capacidad de L. monopetalum para disipar el exceso de energía en rutas que no le causen daño, manteniendo valores elevados de tasa fotosintética, lo que implica una buena adaptación al ambiente que suponen las marismas y depósitos arenosos de los estuarios mediterráneos. Podemos llevar a cabo un análisis relativo al comportamiento de las variables exploradas en relación con las temperaturas. A 10 ºC, al amanecer, tanto Limoniastrum monopetalum como Halimione portulacoides mostraron diferencias significativas con Atriplex halimus para ФPSII. A mediodía, Halimione portulacoides mostró diferencias significativas con Limoniastrum monopetalum y Atriplex halimus para el valor de NPQ, mostrando únicamente diferencias significativas con Atriplex halimus para ФPSII (Kruskal Wallis, p < 0.05). A 20 ºC, al amanecer, Limoniastrum monopetalum y Halimione portulacoides mostraron diferencias significativas para NPQ y Fv/Fm, observándose también diferencias significativas entre Limoniastrum monopetalum y Atriplex halimus para Fv/Fm y para Halimione portulacoides y Atriplex halimus en los valores de NPQ (Kruskal Wallis, p < 0.05). Los valores registrados a mediodía no mostraron diferencias significativas para ninguna de las variables (Kruskal Wallis, p > 0.05). A 30 ºC, en los valores del amanecer, Limoniastrum monopetalum mostró diferencias significativas con Atriplex halimus y Halimione portulacoides para todas las variables cuantificadas, mostrándose también diferencias significativas entre Halimione portulacoides y Atriplex 274 halimus para los valores de NQP y Fv/Fm (Kruskal Wallis, p < 0.05). A mediodía, Limoniastrum monopetalum mostró diferencias significativas con Halimione portulacoides para todas las variables cuantificadas, y con Atriplex halimus para las variables NPQ y Fv/Fm (Kruskal Wallis, p < 0.05). Halimione portulacoides y Atriplex halimus mostraron diferencias significativas para los valores de ФPSII y NPQ (Kruskal Wallis, p < 0.05). 6.3.4. Determinación de L. monopetalum como especie hospedadora de C. phelypaea mediante isótopos estables El estudio llevado a cabo pone de manifiesto una clara detección de los hospedadores de C. phelypaea, registrándose su capacidad para parasitar plantas con fotosíntesis C3 como Limoniastrum monopetalum (L.) Boiss. En la figura 22 se encuentran los resultados de dos pruebas realizadas con δ13C, con valores de firma de carbono entre 18 y 27, y ajustes en relación con el tiempo de retención significativos. Los resultados encontrados muestran que, para la mayoría de los casos estudiados, la composición isotópica de compuestos específicos de L. monopetalum se refleja en la de la planta parásita C. phelypaea (Fig. 22), lo que indica de manera inequívoca que L. monopetalum es especie hospedadora para C. phelypaea en el Paraje Natural y Reserva de Biosfera de las Marismas del Odiel (Huelva) y, por ello, puede contribuir a su permanencia en dicho espacio natural de Andalucía. Figura 22. Composición isotópica (δ13C) de compuestos específicos separados por tiempo de retención cromatográfico (Rt) para C. phelypaea (azul) y L. monopetalum (naranja). 275 6.3.5. Abundancia de especies en los ecotonos de la isla de Saltés En la Tabla 3 se muestran los resultados de la abundancia de las especies expresadas como porcentaje de la cobertura total en cada zona establecida de los ecotonos de la isla de Saltés obtenidos en 2016 y 2023 (Zonas 1, 2, 3, 4 y 5). Tabla 3. Abundancia de las especies expresadas como porcentaje de la cobertura total en cada zona establecida de los ecotonos de la isla de Saltés obtenidos en 2016 y 2023. Año 2016 Zona 1 Zona 2 Zona 3 Zona 4 Zona 5 Arthrocnemum macrostachyum 20.05 15.50 13.90 26.13 21.40 Atriplex halimus 1.00 3.00 5.00 2.68 24.05 Halimione portulacoides 20.50 9.20 25.10 25.00 7.79 Salsola vermiculata 4.20 0.00 14.10 3.30 3.72 Sarcoconia fruticosa 9.31 8.00 8.70 12.21 14.31 Sarcoconia perennis 0.00 0.00 0.00 0.00 1.80 Suaeda maritima 10.00 0.00 1.00 1.30 1.00 Suaeda vera 7.64 6.70 4.10 5.00 5.94 Limoniastrum monopetalum 20.60 45.00 24.10 18.80 15.59 Suelo 6.70 12.60 4.00 5.0 4.40 Año 2023 Zona 1 Zona 2 Zona 3 Zona 4 Zona 5 Arthrocnemum macrostachyum 8 16.1 6 21 15 Atriplex halimus 4 4.3 7.5 7 27 Halimione portulacoides 25.5 10 28.2 17 9 Salsola vermiculata 3.5 2.5 15 12 3.2 Sarcoconia fruticosa 3 4.2 9.3 12 14.0 Sarcoconia perennis 0 0 0 0 0 Suaeda maritima 7 0 0 0 1 Suaeda vera 16.3 6.7 5 4 6.8 Limoniastrum monopetalum 30.5 52 27 20 24 Suelo 2.2 4.2 2 7 0 En todas las zonas aparecen Atriplex halimus, Halimione portulacoides y Limoniastrum monopetalum. Atriplex halimus incrementa su abundancia entre 2016 y 2023 en las zonas 1, 2, 3, 4 y 5. Halimione portulacoides incrementa su abundancia en las zonas 1, 2, 3 y 5. Limoniastrum monopetalum incrementa su abundancia en las zonas 1, 2, 3, 4 y 5. La única especie que disminuye de abundancia, en la zona 4, es Halimione portulacoides. El incremento en porcentaje (indicando el error típico) de cada especie en el conjunto de las cinco zonas es, en el caso de Atriplex halimus, 2.7 % (7.14 % ± 9.5 en 2016; 9.96 % ± 4.3 en 2023), en Halimione portulacoides es 0.4 % (17.5 %, ± 3.8 en 2016; 17.9 %; ± 3.9, en 2023). El incremento en cobertura de Limoniastrum 276 monopetalum es 5.9 % (24.8 % ± 5.2 en 2026; 30.7 % ± 5.6 en 2023). Las tres especies incrementan en abundancia en el periodo de tiempo estudiado, siendo el incremento en la cobertura mayor en Limoniastrum monopetalum. Este aumento en abundancia de L. monopetalum puede facilitar el mantenimiento de C. phelypaea en los ecotonos y depósitos arenosos de la isla de Saltés. Entre el año 2017 y el año 2023, la media de tallos de C. phelypaea registrados en individuos de L. monopetalum fue del 5 % (± 0.68), siendo el valor más elevado el registrado en 2023 con 8 % (± 2.23). Como hemos puesto de manifiesto en el capítulo 2 de esta Tesis Doctoral, L. monopetalum se expande de forma activa colonizando los depósitos arenosos del sur del estuario, esta colonización la lleva a cabo con la arquitectura descrita en el capítulo 3, generando una elevada cobertura con rodales de más de 50 m2. Todo ello genera una posibilidad expansiva de C. phelypaea a partir de las semillas producidas, fundamentalmente, en los ecotonos, zonas de mayor aparición de tallos de la especie parásita en un modelo de continente de islas, considerando los ecotonos como continentes y los rodales de L. monopetalum como islas. Figura 23. Rodales de L. monopetalum con diferentes tamaños cercanos a la zona de ecotonos. El rápido crecimiento de los rodales de L. monopetalum, especialmente teniendo en cuenta el crecimiento de la porción alar característica de los ganchos arenosos, podría facilitar el mantenimiento de la población de C. phelypaea en los arenales del sur del 277 estuario, también en crecimiento. Por otro lado, hemos puesto de manifiesto que la abundancia de L. monopetalum en los ecotonos también aumenta, al igual que la abundancia de A. halimus y H. portulacoides, si bien el mayor incremento de abundancia lo manifiesta L. monopetalum. Figura 24. Número de tallos de C. phelypaea encontrados en los rodales en relación con la distancia a la línea media de marea alta en el ecotono entre el depósito arenoso y la laguna mareal. Figura 25. Relación entre el número de tallos de C. phelypaea y la superficie de los rodales de L. monopetalum. El número de tallos de C. phelypaea en los rodales de L. monopetalum depende de la distancia al ecotono, debido a la facilidad de llegada de semillas, cuestión más difícil en 278 relación con los rodales más lejanos, de manera similar a los fenómenos de colonización en los modelos de dispersión de la biogeografía de islas (MacArthur y Wilson, 1965). El número de tallos en los rodales de L. monopetalum disminuye con la distancia al ecotono, ubicado en la línea de marea alta media, existiendo una relación significativa con ajuste logarítmico (R2 = 0.603; p < 0.005). Los rodales con mayor número de tallos se encuentran entre 6.5 y 19.3 metros, a partir de 23.7 metros y hasta los 83 metros; el número de tallos en los rodales fue cero. Así, se encontraron tallos del año anterior en los rodales muestreados, lo que podría poner de manifiesto que los tallos de C. phelypaea producen semillas que podrán germinar en el mismo rodal donde se forman. Es decir, que el propio rodal es fuente de semillas para el propio rodal, con lo cual, la parte de la población establecida en un rodal podría mantenerse en el tiempo independientemente de la llegada de nuevos propágulos. La posibilidad de que los propágulos generados en el ecotono, a modo de población fuente como un modelo de continente en la teoría de biogeografía de islas, es más baja a distancias más lejanas del ecotono, también debe tener una relación inversa con el tamaño del rodal. Rodales más lejanos y de menor tamaño tienen menor probabilidad de alojar tallos de C. phelypaea. En conjunto, las tres especies muestran un rendimiento ecofisiológico congruente con su capacidad para desarrollarse en este tipo de ecosistemas mediterráneos con evidentes factores estresantes (alta radiación, frío invernal, altas temperaturas una gran parte del año, salinidad), lo cual explica su mantenimiento en la sucesión de marismas y también su capacidad expansiva en los ecosistemas de marismas y dunas del sur de la Península Ibérica. Los ecosistemas mediterráneos se caracterizan por veranos cálidos y secos con altos niveles de radiación solar y elevada demanda evaporativa, respondiendo las plantas al estrés hídrico limitando la tasa de transpiración de las hojas por cierre estomático, lo que induce una disminución de la concentración de CO2 intercelular (Ci), limitando la fotosíntesis (Flexas y Medrano, 2002; Díaz-Espejo et al., 2007; Liu et al., 2011; Reyes et al., 2017; Pereira et al., 2020). Cabe asimismo destacar el papel de L. monopetalum como especie hospedadora de Cistanche phelypaea. En base a los resultados expuestos en el presente capítulo, la capacidad expansiva de L. monopetalum en los ecotonos y especialmente en los depósitos arenosos aseguraría la permanencia de la especie parásita en los estuarios, tanto en los ecotonos como en las zonas cercanas de los mismos en los depósitos arenosos. 285 Li Y., Li H., Li Y., Zhang S. (2017). Improving water use efficiency by decresing stomatal conductance and transpiration rate to maintain higher ear photosynthetic rate in drougth resistant wheat. Tre Crop Journal, 5, 3, 231-239. Lin Y.S., Medlyn B.E., Elsworth D.S. (2012). Temperature responses of leaf net photosynthesis: the role of component processes. Tree Physiology, 32, 219-231. Liu T., Song F., Liu S., Zhu X. (2011). Canopy structure, light interception, and photosynthetic characteristics under different narrow-wide planting patterns in maize at silking stage. 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Horticulturae, 8 (2), 178. 291 Capítulo 7 Enrojecimiento invernal de las hojas de tres halófitas de marisma alta en ecotonos entre marismas y depósitos dunares 292 Resumen L. monopetalum, H. portulacoides y A. halimus son especies ubicadas en ecotonos entre marisma y depósitos arenosos costeros en el Golfo de Cádiz. Las tres especies muestran enrojecimiento de las hojas durante el invierno, tanto en la zona adaxial como en la abaxial. La acumulación de antocianinas protege tanto al PSI como al PSII en hojas rojas juveniles, cuestión clave en un medio como las marismas costeras en clima Mediterráneo, con altos niveles de radiación solar en invierno, incluidos valores elevados de radiación ultravioleta, y bajas temperaturas. En este capítulo se cuantificó la aparición de hojas rojas juveniles durante el periodo invernal entre 2017 y 2023 en L. monopetalum, H. portulacoides y A. halimus, así como la acumulación de antocianinas, el índice de área foliar (IAF) y determinados aspectos funcionales de la fotosíntesis a través de la técnica de la fluorescencia de la Chl y la cuantificación de pigmentos fotosintéticos (Chl) y carotenoides (Car). Se detectó un incremento del porcentaje de hojas rojas en las tres especies desde 2017 a 2023, salvo para A. halimus, para la cual se detectó una caída en 2022. Este incremento a lo largo del tiempo podría tener relación con el envejecimiento de los individuos estudiados, así como con el aumento de los niveles de estrés ambiental. Los resultados mostrados en relación con el cambio de cobertura de las especies en las dos zonas estudiadas evidenciaron un incremento en la cobertura de especies tolerantes a salinidades elevadas como Suaeda vera. El aumento de salinidad, junto con bajas temperaturas y altos niveles relativos de radiación solar, incluida la radiación ultravioleta (UVA, UV B+C), podría estar relacionado con el aumento de hojas rojas en las especies estudiadas. La fotoinhibición (registrada como descensos de Fv/Fm y ɸPSII) a mediodía fue más pronunciada en hojas verdes que en rojas, consistente con el efecto fotoprotector de las antocianinas. La función fotoprotectora de las antocianinas coincidió también con valores menores de NPQ en hojas rojas al mediodía. Estas diferencias podrían estar relacionadas con procesos de aclimatación por sombreado en relación con la acumulación de antocianinas y la disminución de la relación Chl a/b. 293 Capítulo 7. Enrojecimiento invernal de hojas de tres halófitas de marisma alta en ecotonos entre marismas y depósitos dunares 7.1. Introducción Las hojas de muchas especies perennes de angiospermas cambian de color verde a rojizo durante el invierno, correspondiendo con la síntesis de pigmentos de antocianinas (Guo et al., 2008; Hatier y Gould, 2008; Hughes et al., 2012; Liakopoulos y Spanorigas, 2012; Hughes y Lev-Yadunb, 2015; Chunthaburee et al., 2016). La degradación de pigmentos clorofílicos incrementa como resultado a la exposición a un ambiente salino, siendo la acumulación de antocianinas una respuesta al estrés vegetal cuando incrementa el contenido en sal del suelo (Elyirmaz, 2006), así como la radiación ultravioleta (Guo et al., 2008). El enrojecimiento de las hojas está bien documentado en plantas terrestres, pero existen también casos en especies acuáticas, como las especies marinas Thalassia testudinum, Zostera capricorni, Halophila johnsonii y Halophila ovalis (Novak y Short, 2011). Las antocianinas, responsables de conferir los colores rojo, azul y violeta, forman parte del fotosistema II (PSII) y de los complejos de disipación energética (Steyn et al., 2002; Kalt et al., 2003; O´Neill y Gould, 2003; del Valle Leguizamón, et al., 2005). La distribución de las antocianinas en las células vegetales está principalmente limitada a tejidos y estructuras periféricas, como el mesófilo superior, expuesto a una fuerte radiación solar. En esta localización, las antocianinas actúan como pigmentos de cribado de radiación (Trojak y Skowron, 2017). El papel de las antocianinas depende de si su ubicación es en las vacuolas de la epidermis de la hoja abaxial o adaxial, en el citosol de las células del mesófilo, en raíces o en tallos (Gould et al., 2000). Estos compuestos pueden neutralizar los efectos de los radicales libres (Kaur y Kapoor, 2001) o disipar energía cuando otros sistemas detoxificantes han sido superados en condiciones de estrés (Chalker-Scout, 1999). Se postula que las antocianinas permiten restablecer el equilibrio redox y reducir el riesgo de daño oxidativo (Steyn et al., 2002; O´Neill y Gould, 2003; del Valle Leguizamón et al., 2005; Magaña-Cerino et al., 2020; Htay Naing y Kil Kim, 2021). Las antocianinas se acumulan para proteger al tejido del fotoestrés cuando se absorbe excesiva energía radiante que no puede ser utilizada (O´Neill y Gould, 2003). 294 Las antocianinas son pigmentos solubles en agua (Gould et al., 2002); más de 400 moléculas de antocianinas han sido descritas en la naturaleza (Harborne y Grayer, 1988). Estos compuestos pertenecen al grupo de los flavonoides, que se caracterizan por su alto poder reductor y pueden ser inducidas rápidamente en respuesta a frío, radiación ultravioleta y ataques de patógenos, entre otros factores ambientales (Rabino y Mancinelli, 1986; Kong et al., 2003). La radiación UV-B puede alterar la integridad del PSI y el PSII, pero la mayor parte de los estudios ponen de manifiesto que el PSII es más sensible que el PSI (Teramura y Ziska, 1996). Químicamente, las antocianinas son glicósidos de las antocianidinas (familia de flavonoides), constituidos por una molécula de antocianidina (la aglicona) a la que se une un azúcar por medio de un enlace βglucosídico. La estructura química básica de estas agliconas es el ión flavilio, también llamado 2-fenilbenzopirilio, que consta de dos grupos aromáticos: un benzopirilio (A) y un anillo fenólico (B) (Fig. 1, Bueno et al., 2012). Figura 1. Estructura básica de las antocianinas. Esqueleto característico C6-C3-C6. Las antocianinas se pueden dividir en grupos en función del número de moléculas de azúcar. La estructura química de las antocianinas influye en sus propiedades químicas y determina la estabilidad, el color, el equilibrio acuoso, el efecto de copigmentación, la actividad antioxidante y la actividad biológica (Bueno et al., 2012). Hay una gran Antocianidina Antocianina 301 entre la zona de marea baja y la zona de pleamar equinocciales, en 5 puntos a lo largo del mismo, y en muestras tomadas a profundidades de 0-20 cm, 20-40 cm, 40-60 cm. Las medidas se tomaron en el mes de junio de 2022 y se compararon con medidas tomadas en el año 2015. 7.2.4. Cuantificación de hojas rojas y verdes Entre los años 2017 y 2023, en el mes de marzo de cada año, excepto en 2020 debido a las restricciones de movilidad causadas por la pandemia de SARS-CoV-2, se cuantificó el porcentaje de hojas jóvenes totalmente expandidas rojas y verdes de las siguientes especies: Limoniastrum monopetalum, Halimione portulacoides y Atriplex halimus (Fig. 4 y 5). Se tomaron un total de 20 fotografías de tallos terminales de la biomasa aérea de cada uno de los cinco individuos marcados previamente para cada especie, sobre los que se repitió el muestreo cada año. Cada fotografía cubría una superficie de 900 cm2 en cada individuo. Posteriormente, se delimitó una superficie de 400 cm2 en cada fotografía donde se llevó a cabo un cuadriculado con unidades de 16 cm2 sobre las que se cuantificaron los porcentajes de hojas de color rojo y verde. Además, en enero de 2022, recolectamos 10 tallos terminales y 10 tallos del interior de la biomasa aérea de los individuos marcados previamente de cada especie y cuantificamos, como se explica anteriormente, el porcentaje de hojas rojas y verdes. Figura 4. Fotografías de hojas verdes y rojas de Limoniastrum monopetalum, Halimione portulacoides y Atriplex halimus. 302 7.2.5. Ceptometría, extinción de luz a través de la biomasa aérea y albedo foliar Las medidas se realizaron a mediodía de un día despejado de enero de 2020. Para las medidas ceptométricas se utilizó un equipo Ceptometer Accupar LP80. Se cuantificó el índice de área foliar mediante un ceptómetro en tres individuos de cada especie de 0.5 m en el caso de H. portulacoides, 1.5 m en el caso de A. halimus y 1.5 m en el caso de L. monopetalum. Las alturas escogidas se corresponden con el tamaño medio de los individuos de la zona de estudio. La extinción de luz a través de la biomasa aérea se cuantificó mediante un equipo de medición de densidad de flujo de fotones (PPFD, 400700 m) con un sensor modelo Li-190 SB (LI-COR). Se cuantificó la extinción de la radiación ultravioleta (UVA, UVB+C) a través de la biomasa mediante un sensor LP PYRA 03AV – HD2302.0, Delta OHM. En 5 hojas de cada especie, tanto de color verde como rojo, se cuantificó la capacidad de reflexión (albedo foliar) de la radiación ultravioleta (UVA; UVB+C) de cada hoja, mediante un sensor LP PYRA 03AV – HD2302.0, Delta OHM. 7.2.6. Temperatura foliar La temperatura foliar se midió mediante un termómetro láser de infrarrojos (ScanTemp 440) a mediodía en febrero de 2020. Se tomaron 10 medidas de hojas tanto de color rojo como verde en los cinco ejemplares marcados de cada especie a una distancia de 10 cm de la hoja. La temperatura del aire en condiciones de campo se midió con un termohigrómetro (PCE Ibérica P330). 303 7.2.7. Pigmentos En febrero de 2021, recolectamos hojas de los ejemplares marcados en el estudio. Las hojas eran jóvenes, totalmente expandidas y desarrolladas, de tallos terminales elegidos al azar. Las hojas se trasladaron al laboratorio, en frío (10 °C), donde se cuantificó la concentración de pigmentos. Figura 5. Fotografías de hojas rojas y verdes de Limoniastrum monopetalum (superior izquierda), Halimione portulacoides (superior derecha) y Atriplex halimus (inferior) en invierno en las Marismas del Odiel. Los pigmentos fotosintéticos fueron extraídos en 0.1 g de hojas frescas en 5.0 ml de acetona al 80 %. Los extractos se centrifugaron a 12000 rpm durante 2 min, y el sobrenadante se usó para medir Chl a, Chl b y Car (mg g-1 FW) a 647, 664 y 470 nm usando un espectrofotómetro (Hitachi U-1900, Gemini BV, Güeldres, Netherlands) en febrero de 2021 (Arnon, 1949). La concentración expresada en mg g peso fresco-1 se calculó aplicando la ecuación de Lichtenthaler y Buschmamm (2001): 304 Chl a (𝜇𝑔 𝑚𝑙-1) = 12.5 𝐴664 −2.79 𝐴647 Chl b (𝜇𝑔 𝑚𝑙-1) = 21.5 𝐴647 −5.1 𝐴664 Carotenoides (𝑥+𝑐) (𝜇𝑔 𝑚𝑙-1) = -(1000 𝐴470−1.82Chl 𝑎 −85 Chl 𝑏) / 198 Para medir la concentración de antocianinas en febrero de 2021, usamos 0.1 g de hojas frescas en 1.5 ml de metanol acidificado con 1 % de HCl. A continuación, cada muestra se incubó en oscuridad a 4 °C durante 24 h. Los extractos se centrifugaron a 3000 rpm durante 5 minutos a 4 °C y los sobrenadantes se usaron para medir absorbancia a 530 y 653 nm (mg g peso fresco-1) (Mancinelli et al., 1974). Antocianinas (μg ml-1) = A530 – 0.24A653 7.2.8. Fluorescencia de la clorofila En enero de 2020, medimos las dinámicas rápida y lenta de emisión de fluorescencia de la Chl en cinco hojas rojas jóvenes totalmente expandidas y cinco hojas verdes, seleccionadas al azar en cada uno de los cinco individuos marcados de las tres especies estudiadas, al amanecer (08:30 am; 50 µmol fotones m-2s-1 de luz ambiental) y al mediodía (14:30 pm; 1600 µmol fotones m-2 s-1) en las Marismas del Odiel. Las medidas se realizaron en la parte adaxial de cada hoja utilizando un fluorímetro modulado portátil (FMS-2, Hansatech Instruments Ltd., Inglaterra). Las hojas se aclimataron a oscuridad durante 30 min usando pinzas. El nivel mínimo de fluorescencia en el estado adaptado a la oscuridad (F0) se midió usando un pulso modulado (< 0.05 µmol fotones m-2s-1 durante 1.8 µs), que era demasiado pequeño para inducir cambios fisiológicos significativos. Los datos registrados representaron un promedio tomado durante 1.6 s. La fluorescencia máxima en este estado (Fm), alcanzada cuando una hoja adaptada a la oscuridad es expuesta a luz saturante, se midió después de aplicar un pulso de luz actínica saturada de 15000 µmol fotones m-2s-1 durante 0.7 segundos. El valor de Fm se registró como el promedio más alto de dos puntos consecutivos. Los valores de fluorescencia variable (Fv= Fm - F0) y la eficiencia fotoquímica potencial del PSII (Fv/Fm) se calcularon a partir de F0 y Fm. Esta proporción 305 de fluorescencia variable y máxima se correlaciona con el número de centros de reacción del PSII funcionales, y los valores de Fv/Fm se pueden usar para cuantificar la fotoinhibición (Krivosheeva et al., 1996). Se utilizó la misma sección de hoja de cada planta para medir los parámetros de adaptación a la luz. El rendimiento de fluorescencia en estado estacionario (Fs) se registró después de la adaptación de las plantas a las condiciones de luz ambiental durante 30 minutos. Luego se usó un pulso de luz actínica saturante de 15000 µmol m-2s-1 durante 0.7 s para producir el máximo rendimiento de fluorescencia (Fm') mediante la inhibición temporal del PSII. Usando parámetros de fluorescencia determinados en estados adaptados a la luz y la oscuridad, se calcularon los siguientes: eficiencia real del PSII (ΦPSII = (Fm' – Fs) / Fm'), que mide la proporción de luz absorbida por la clorofila asociada con PSII que se utiliza en fotoquímica (Maxwell y Johnson, 2000); y quenching no fotoquímico (NPQ = (Fm – Fm') / Fm'; Redondo-Gómez et al., 2006), que se relaciona linealmente con la disipación de calor (Maxwell y Johnson, 2000). Tanto el valor de NPQ como qNP reflejan la influencia de procesos no fotoquímicos en la emisión de fluorescencia de la Chl durante la transición de una muestra del estado adaptado a la oscuridad al estado adaptado a la luz (González Moreno et al., 2008). Se registraron valores de eficiencia máxima potencial del PSII (Fv/Fm), eficiencia real del PSII (ɸPSII), quenching no fotoquímico (NPQ) y quenching fotoquímico (qP). 7.2.9. Variación de la cobertura de las especies en los ecotonos estudiados En dos zonas del ecotono, zona 1 y zona 2, entre marismas y depósitos arenosos, se cuantificó en junio 2016 y junio de 2023 la cobertura de las especies existentes mediante parcelas de 2 x 2 metros divididas en cuatro subparcelas de 1 x 1 metro, en las que se llevó a cabo una cuantificación visual de la cobertura, realizada por dos observadores independientes, tomándose el valor medio registrado por cada observador. 306 7.2.10. Análisis estadísticos Todos los análisis estadísticos fueron llevados a cabo utilizando el programa SPSS v. 24 (Statistic Inc). Las desviaciones respecto a las medias aritméticas se expresaron como error típico (ET). Se comprobó la normalidad de los datos con la prueba de KolmogorovSmirnov y la homogeneidad de la varianza con la prueba de Brown-Forsythe. Los datos se analizaron mediante análisis de la varianza de una sola vía (ANOVA) seguido del test post-hoc de Tukey. En los casos de no normalidad de los datos, se realizó el test no paramétrico de la U de Mann-Whitney para comparar pares de medias. Las diferencias entre variables en hojas rojas y verdes, así como entre medidas de fluorescencia al amanecer y al mediodía, se compararon mediante la prueba de la t de Student. 307 7.3. Resultados 7.3.1. Datos meteorológicos En la figura 6, se muestran los diagramas ombrotérmicos entre los años 2017 y 2022. La temperatura mínima media en diciembre fue 4.2 ± 0.21 °C de 2014, 8.3 ± 0.30 °C en 2015, 7.1 ± 0.25 °C en 2016, 4.3 ± 0.20 C en 2017, 5.7 ± 0.32 °C en 2018, 7.5 ± 0.29 °C en 2019 y 6.8 ± 0.35 °C en 2020 (se indica el error típico). Figura 6. Diagramas ombrotérmicos entre 2017 y 2022. Los diagramas ombrotérmicos muestran para la Reserva de la Biosfera y Paraje Natural de Marismas del Odiel un comportamiento climático mediterráneo con influencia marítima, con inviernos suaves, aunque con temperaturas mínimas que pueden alcanzar los 5 °C, veranos cálidos y una precipitación de carácter otoño-invernal, variable entre años. 308 Tabla 2. Temperaturas medias mínimas mensuales (°C) entre octubre y marzo registradas en la Estación Meteorológica de Moguer en los años de estudio (20172023). 2016-2017 2017-2018 2018-2019 2020-2021 2021-2022 2022-2023 Octubre 12.9 12.7 11.8 10.7 14.4 15.6 Noviembre 7.4 8.4 9.6 11.0 7.5 10.8 Diciembre 7.1 5.8 7.6 6.9 8.7 10.0 Enero 2.8 2.4 5.9 5.4 66 7.4 Febrero 7.6 3.0 7.8 8.9 7.1 7.4 Marzo 7.9 n/a 9.0 8.0 9.1 9.4 Promedio 7.6 6.5 8.6 8.5 8.9 10.1 En la tabla 1 se muestran los resultados obtenidos en relación con la comparación de la temperatura mínima media, registrada en la Estación Meteorológica de Moguer entre los meses octubre y marzo en los años de estudio (2017-2023). El promedio de dichas temperaturas mínimas en el periodo otoño-invierno mostró un valor entre 6.5 °C y 10.1 °C, correspondiendo las temperaturas más bajas a los meses de enero y febrero. Figura 7. Porcentaje de días al año en que se alcanzó una determinada categoría de Índice Ultravioleta desde 1998 a 2019 (Datos Sistema de Indicadores Ambientales de la Red de Información Ambiental de Andalucía de la Consejería de Agricultura, Ganadería, Pesca y Desarrollo Sostenible de la Junta de Andalucía). 309 La Figura 7 muestra el elevado índice de ultravioleta que se puede alcanzar en la zona de estudio a lo largo del año. Entre los años 2014 y 2019, los porcentajes de días totales al año con Índice de Ultravioleta Alto y Extremo oscilaron entre 36-40 %. A modo de ejemplo, los valores registrados sobre el terreno en el mes de enero del año 2022, a las 13.00 horas, de un día despejado, en la isla de Saltes fueron, sobre 5 medidas, de 5.8 W/m2 (± 0.5) para la radiación UVA y de 0.047 W/m2 (± 0.041) para la radiación UVB+C. 7.3.2. Conductividad eléctrica del suelo Tabla 3. Valores de conductividad eléctrica del suelo. En cada valor se indica el error típico (ET). Zona 1 Distancia a la línea de marea baja (m) profundidad (cm) 2015 2022 Conductividad (mS/cm) 0-2 0-20 26 ± 2 28 ± 1.5 20-40 20.4 ± 1.3 22 ± 0.8 40-60 29.3 ± 1.3 33 ± 2.4 2-4 0-20 20.9 ± 1.5 23.4 ± 2.7 20-40 20.1 ± 1.1 22.2 ± 1.4 40-60 21.9 ± 0.9 22 ± 1.3 4-7 0-20 8.3 ± 0.4 10.9 ± 0.8 20-40 12.6 ± 1.2 13.2 ± 1.3 40-60 13.4 ± 1.7 13.6 ± 1.8 7-9 0-20 3.81 ± 0.4 4.61 ± 0.9 20-40 2.61 ± 0.3 3.1 ± 0.5 40-60 2.6 ± 0.2 3.1 ± 0.7 9-11 0-20 2.17 ± 0.8 3.18 ± 0.6 20-40 0.93 ± 0.04 1 ± 0.07 40-60 0.94 ± 0.04 1.2 ± 0.05 310 Zona 2 Distancia a la línea de marea baja (m) profundidad (cm) 2015 2022 Conductividad(mS/cm) 0-2 0-20 9.4 ± 0.6 11.2 ± 1.3 20-40 11.9 ± 1.8 13.8 ± 2.1 2-12 0-20 11.02 ± 1.2 13.6 ± 1.1 20-40 23.1 ± 2.8 24.2 ± 2.7 12-17 0-20 9.76 ± 0.9 11.7 ± 1.4 20-40 9.85 ± 1.1 12.8 ± 1.8 17-20 0-20 4.26 ± 0.8 5.62 ± 1.2 20-40 2.36 ± 0.8 3.54 ± 1.2 En todas las profundidades exploradas en ambas zonas de los perfiles establecidos se aprecia una subida de la salinidad del suelo, incluso en los niveles topográficos más elevados, más independizados de la influencia de las mareas, en las dos zonas donde se han cuantificado las hojas verdes y rojas de las tres especies. A nivel estadístico no existen diferencias en relación con la salinidad registrada en la comparación de los años 2015 y 2022 en la zona 1 (F = 0.106; p = 0.748) y en la zona 2 (F = 0.358; p = 0.559). Aunque se requieren estudios adicionales en mayor profundidad, el efecto que indican nuestros resultados podría estar relacionado con una subida del nivel del mar en la zona, ya evidenciada en estudios anteriores en las Marismas del Odiel y, a nivel general, en el Golfo de Cádiz (Gallego-Tévar et al., 2019; Gallego-Tévar et al., 2020; Vargas Yáñez et al., 2023). 7.3.3. Cuantificación de hojas rojas y verdes El patrón de aparición de pigmentación roja fue similar en tendencia a lo largo del tiempo (2017-2023) en las tres especies estudiadas, mostrando coloración roja en la cara adaxial (haz) y abaxial (envés). El porcentaje de hojas rojas aumentó a lo largo del tiempo en las tres especies, salvo en el caso de A. halimus que disminuyó de 2021 a 2022, manteniendo un valor similar en 2023. El incremento mayor en aparición de hojas rojas lo mostró H. portulacoides desde 12.0 % (± 0.27) en 2019 a 21.5 % (± 0.71) en 2022 y 28.3 % (± 0.41) en 2023. Por otro lado, H. portulacoides fue la especie con mayor porcentaje de hojas rojas en todos los años muestreados (Fig. 8). 317 7.3.7. Temperatura foliar No existieron diferencias significativas entre las temperaturas de hojas rojas y verdes, ni en sombra ni al sol, para ninguna de las tres especies estudiadas (U de Mann-Whitney, p > 0.05, en todos los casos). Atriplex halimus mostró una mayor temperatura en hojas rojas y verdes a la sombra que las otras dos especies (Fig. 12). Figura 12. Temperaturas foliares a mediodía de hojas verdes y rojas en condiciones de sombra (A; bajo la propia biomasa aérea de la planta) y expuestas al sol (B) de Limoniastrum monopetalum, Atriplex halimus y Halimione portulacoides en febrero de 2021 en las Marismas del Odiel. Los valores son medias ± ET. 7.3.8. Pigmentos Limoniastrum monopetalum y Atriplex halimus acumularon significativamente más antocianinas en las hojas rojas que en las verdes (t-test, p < 0.05, en ambos casos), siendo L. monopetalum la especie que acumuló más antocianinas. Las concentraciones de clorofilas (Chl a+b), Car y la relación Chl a/b fueron mayores en hojas verdes que en 318 rojas en las tres especies estudiadas (t-test, p < 0.05, en todos los casos). La relación Car/Chl a+b fue mayor en hojas rojas que en verdes solo para A. halimus (t-test, p < 0.05) (Tabla 5). Tabla 5. Concentraciones de pigmentos fotosintéticos y antocianinas en hojas verdes y rojas de Limoniastrum monopetalum, Atriplex halimus y Halimione portulacoides. Los valores son medias ± ET. Chl, clorofilas; Car, carotenoides; pf, peso fresco. Chl a/b (mg g pf -1) Chl a+ b (mg g pf-1) Carotenoides (mg g pf-1) Car / Chl a+b (mg g pf-1) Antocianinas (mg g pf-1) Limoniastrum monopetalum Hojas verdes 0.510 ± 0.002 0.536 ± 0.048 0.441 ± 0.008 0.828 ± 0.059 0.004 ± 0.000 Hojas rojas 0.450 ± 0.002 0.091 ± 0.003 0.074 ± 0.002 0.811 ± 0.073 0.0315 ± 0.001 Halimione portulacoides Hojas verdes 0.534 ± 0.004 0.251 ± 0.104 0.272 ± 0.133 1.041 ± 0.099 0.003 ± 0.000 Hojas rojas 0.459 ± 0.038 0.030 ± 0.009 0.028 ± 0.001 1.002 ± 0.252 0.003 ± 0.000 Atriplex halimus Hojas verdes 0.666 ± 0.150 0.898 ± 0.196 0.490 ± 0.019 0.578 ± 0.148 0.004 ± 0.000 Hojas rojas 0.466 ± 0.014 0.100 ± 0.014 0.161 ± 0.011 1.620 ± 0.107 0.009 ± 0.001 7.3.9. Fluorescencia de la clorofila Las tres especies mostraron una disminución de Fv/Fm y ɸPSII en hojas verdes entre amanecer y mediodía (t-test, p < 0.05). Este descenso de Fv/Fm fue más marcado en hojas verdes que en rojas. Esta disminución de Fv/Fm entre amanecer y mediodía fue leve en L. monopetalum. Sin embargo, Fv/Fm aumentó desde el amanecer al mediodía en las hojas rojas (t-test, p < 0.05), con caídas de ɸPSII para las tres especies (t-test, p < 0.05). En relación con el quenching no fotoquímico (NPQ), las tres especies estudiadas mostraron valores menores al amanecer que al mediodía, tanto en hojas verdes como en rojas (t-test, p < 0.05). (Tabla 6). 319 Fv/Fm fue ligeramente mayor en hojas rojas que en hojas verdes al mediodía para H. portulacoides y A. halimus (t-test, p < 0.05), mostrando L. monopetalum una respuesta contraria (t-test, p < 0.05). Además, las hojas rojas de las tres especies mostraron mayores valores de ɸPSII al mediodía que las hojas verdes para las tres especies estudiadas (t-test, p < 0.05). qP fue menor en hojas rojas que en verdes de las tres especies, tanto al amanecer como al mediodía. NPQ al mediodía fue mayor en hojas rojas que en verdes para todas las especies (t-test, p < 0.05) (Tabla 6). Tabla 6. Parámetros de fluorescencia de la clorofila de hojas verdes y rojas de Limoniastrum monopetalum, Atriplex halimus y Halimione portulacoides al amanecer y al mediodía en enero de 2020 en las Marismas del Odiel. Los valores son medias ± ET. Fv/Fm ɸPSII NPQ qP Limoniastrum monopetalum Hojas verdes Amanecer 0.886 ± 0.005 0.722 ± 0.013 0.433 ± 0.061 0.870 ± 0.011 Mediodía 0.875 ± 0.003 0.213 ± 0.021 0.514 ± 0.190 0.268 ± 0.032 Hojas rojas Amanecer 0.779 ± 0.071 0.715 ± 0.094 0.405 ± 0.141 0.906 ± 0.071 Mediodía 0.815 ± 0.033 0.330 ± 0.062 0.453 ± 0.252 0.426 ± 0.133 Halimione portulacoides Hojas verdes Amanecer 0.855 ± 0.012 0.782 ± 0.020 0.182 ± 0.032 0.940 ± 0.014 Mediodía 0.787 ± 0.021 0.301 ± 0.051 0.650 ± 0.163 0.458 ± 0.101 Hojas rojas Amanecer 0.681 ± 0.071 0.703 ± 0.033 0.110 ± 0.073 0.963 ± 0.021 Mediodía 0.794 ± 0.042 0.533 ± 0.070 0.489 ± 0.330 0,982 ± 0.263 Atriplex halimus Hojas verdes Amanecer 0.819 ± 0.011 0.680 ± 0.020 0.128 ± 0.033 0.847 ± 0.021 Mediodía 0.769 ± 0.022 0.280 ± 0.051 0.527 ± 0.142 0.253 ± 0.034 Hojas rojas Amanecer 0.604 ± 0.101 0.579 ± 0.003 0.363 ± 0.171 0.986 ± 0.180 Mediodía 0.804 ± 0.003 0.344 ± 0.052 0.430 ± 0.290 0.500 ± 0.002 320 7.3.10. Variación de la cobertura de las especies en los ecotonos estudiados Figura 13. Representación de la variación de la cobertura de las especies en las zonas estudiadas entre 2016 (A) y 2023 (B). En la zona 1, L. monopetalum pasa de una cobertura de 20.60 % en 2016 a 30.50 % en 2023, H. portulacoides pasa de 20.50 % a 25.50 % y A. halimus de una cobertura baja en 2016 (1 %) a desaparecer en 2023. 321 7.4. Discusión L. monopetalum, H. portulacoides y A. halimus son especies ubicadas en la marisma media-alta y ecotonos entre marisma y depósitos arenosos costeros en el Golfo de Cádiz, en el marco de la sucesión en dicho hábitat. La estructura vertical de L. monopetalum y A. halimus tiene cierta similitud, si bien, L. monopetalum muestra una estructura vertical más cerrada debido a la elevada porción de material leñoso estructural característico de especies en este tipo de hábitat costeros (Navarro et al., 2009). Especialmente aparece este tipo de forma de crecimiento en la especie L. monopetalum en los ambientes costeros y desérticos de la cuenca mediterránea (Rahmonov et al., 2009; Abd El-Maboud et al., 2020). Sin embargo, H. portulacoides muestra una estructura vertical distinta, con una alta densidad de hojas en una densa capa fundamentalmente postrada. Las hojas rojas de las tres especies muestran dicha coloración tanto en la parte adaxial como la abaxial, por lo cual, se pueden categorizar como hojas RR (Red-Red) en relación con la coloración roja, de acuerdo con Hughes et al. (2007, 2014). La acumulación de antocianinas protege tanto al PSI como al PSII en hojas rojas juveniles (Ranjan et al., 2014), cuestión clave en un medio como las marismas costeras en clima Mediterráneo, con altos niveles de radiación solar en invierno. La producción de hojas nuevas en las tres especies estudiadas fue continua a lo largo del año en las Marismas del Odiel. Las hojas juveniles invernales estaban expuestas a bajas temperaturas (< 5 °C) y niveles de radiación solar relativamente elevados, factores favorecedores de la aparición de antocianinas (Guo et al., 2008; Hatier y Gould, 2008; Hughes et al., 2012; Liakopoulos y Spanorigas, 2012; Hughes y Lev-Yadunb, 2015; Chunthaburee et al., 2016). En este contexto, un mayor contenido en antocianinas en hojas jóvenes rojas, junto con menores valores de Chl a/b, a veces con contenidos Car/Chl similares, apuntan a que las antocianinas ejercen un papel fotoprotector (Karageorgou y Manetas, 2006; Hoch et al., 2003; Hughes et al., 2007; Nielsen et al., 2011; Hughes et al., 2014; Ranjan et al., 2014). Diferentes estudios previos han reportado que el cociente Chl a/b es mayor en hojas rojas que en verdes durante el invierno, disminuyendo con altas intensidades de luz y cuando incrementan las antocianinas (Hughes et al., 2005; Hughes et al., 2012; Carpenter et al., 2014). Esta fotoprotección ante condiciones estresantes invernales permitiría a las tres halófitas 322 estudiadas mantener actividad fotosintética y, con ello, producción de biomasa foliar de manera continuada a lo largo de todo el año. En este sentido, nuestros resultados indicaron que la actividad del PSII en las hojas rojas fue elevada al mediodía, a pesar de acumular menos Chl y acumular más antocianinas absorbentes de luz que las hojas verdes (Hughes et al., 2005; Carpenter et al., 2014). La relación Car/Chl disminuye cuando la hoja se desarrolla, reflejando una mayor necesidad de fotoprotección (Hoch et al., 2001, 2003). Sin embargo, las hojas juveniles que acumulan muchos carotenoides (Car) pueden conservar valores elevados de dichos pigmentos cuando maduran, mostrando menos necesidad de antocianinas (Hughes et al., 2007), ya que las antocianinas son solo uno de los diferentes mecanismos de foto-protección durante la senescencia foliar (Hoch et al., 2003). La radiación solar mostró una importante reducción en el interior de la biomasa aérea, lo que explicaría que el porcentaje de hojas rojas fue menor en el interior que en la parte exterior de las tres especies estudiadas. La acumulación de antocianinas en hojas exteriores puede tener una influencia crucial en la intensidad de la luz que alcanza capas de hojas más profundas (Trojak y Skowron, 2017). Algunos estudios muestran que existen reducciones en la asimilación de CO2 relacionadas con la disminución de la conductancia estomática tras exposición a UV-B (Sharma et al., 1998). Existen también cambios estructurales, una reducción de altura de la planta y el incremento de la ramificación, y la producción de hojas más pequeñas era una respuesta de aclimatación a la radiación UV-B por reducción de su absorbancia (Sullivan, 2004). El autosombreado de las plantas, patente en las especies estudiadas, atenúa la radiación ultravioleta, posiblemente haciendo innecesaria la acumulación de antocianinas en las hojas del interior del dosel vegetal. Según nuestros resultados, la coloración rojiza de las hojas de L. monopetalum y A. halimus se debería a la acumulación de antocianinas y a una reducción de Chl. La acumulación de antocianinas en hojas verdes y rojas de L. monopetalum fue c. 0.004 y 0.032 mg g pf-1, respectivamente; valores que se pueden considerar elevados en relación con los registrados en la bibliografía (Lan et al., 2011). Los mayores niveles de antocianinas en hojas rojas que en verdes de L. monopetalum y A. halimus coincidieron con mayores temperaturas en la superficie de las hojas rojas de ambas especies, tanto 323 en condiciones de sol como de sombra. Burger y Edwards (1996) reportaron que la temperatura interior fue mayor para hojas verdes que rojas durante la mañana, pero no al mediodía. Estudios previos han mostrado altos niveles de antocianinas y bajos de Chl en hojas juveniles de color rojo (Lan et al., 2011; Carpenter et al., 2014). Además, los Car también podrían influir en la coloración rojiza de A. halimus, pues esta especie mostró una relación Car/Chl a+b mayor en hojas rojas que en verdes. En el caso de H. portulacoides no está claro a qué pigmentos respondió el enrojecimiento de sus hojas, que representó un mayor porcentaje foliar que en las otras dos especies (Lan et al., 2011) registraron valores más altos de antocianinas en hojas rojas que en verdes de H. portulacoides. Nuestros resultados mostraron un incremento del porcentaje de hojas rojas en las tres especies desde 2017 a 2023, salvo para A. halimus que disminuyó en 2022. En las revisiones de campo llevadas a cabo se ha observado cómo la duración sobre las plantas de las hojas rojas fue menor en A. halimus que en las otras dos especies estudiadas en el periodo de transición desde el invierno a la primavera. Este incremento temporal del porcentaje de hojas rojas podría tener relación con el envejecimiento de los individuos estudiados, así como con el aumento de los niveles de estrés ambiental. Por ejemplo, estudios recientes indican que la salinidad está aumentando en la zona debido a la subida del nivel del mar (Gallego et al., 2020). En tal sentido, la cuantificación de la conductividad eléctrica del suelo realizada en este estudio muestra una subida de dicha variable edáfica congruente con la subida del nivel del mar. Los resultados mostrados en relación con el cambio de cobertura de las especies en las dos zonas de ecotono estudiadas ponen de manifiesto el incremento en cobertura de especies tolerantes a salinidades elevadas como Suaeda vera (Álvarez Rogel, 2000; Abd El-Maboud y Khalil, 2013). Es notable el aumento en la zona de Suaeda vera, que pasa de tener una cobertura de 7.64 % en 2016 a un valor de 16.3 % en 2023. Esta especie está considerada como una especie tolerante a alta salinidad (Álvarez Rogel, 2000; Abd El-Maboud y Khalil, 2013). El aumento en cobertura de esta especie podría indicar un incremento de salinidad debido a la subida del nivel del mar que ocurre en la zona (Gallego-Tévar et al., 2019; Gallego-Tévar et al., 2020; Vargas Yáñez et al., 2023). 324 La fotoinhibición (registrada como descensos de Fv/Fm y ɸPSII) en las franjas temporales de mayor radiación solar del día fue más pronunciada en hojas verdes que en rojas, consistente con el efecto fotoprotector de las antocianinas (Cai et al., 2005; Kiparyssis et al., 2007; Zhang et al., 2010; Nielsen y Simonsen, 2011). Diferentes estudios han evidenciado que el rendimiento del PSII es mayor en hojas rojas que en verdes, ya que parte de la radiación incidente es atenuada por las antocianinas antes de que penetre en el mesófilo (Pietrini et al., 2002). Además, las antocianinas alivian la acción de ROS (Trojak y Skowron, 2017). Así, como se ha descrito en este estudio, las hojas juveniles rojas mantuvieron valores de Fv/Fm, ɸPSII y qP relativamente altos incluso en días fríos del invierno con alta radiación solar gracias a la foto-protección de las antocianinas (Hughes et al., 2007; Liakopoulus y Spanorigas, 2012; Hughes et al., 2014; Ranjan et al., 2014; Trojak y Skowron, 2017). La función fotoprotectora de las antocianinas coincidió también con valores menores de quenching no fotoquímico (NPQ) en hojas rojas al mediodía, lo que indica que las hojas verdes posiblemente funcionan fundamentalmente con otros mecanismos de fotoprotección, como el ciclo de las xantofilas. Estas diferencias pueden estar relacionadas con procesos de aclimatación por sombreado en relación con la acumulación de antocianinas y la diminución de la relación Chl a/b (Hughes et al., 2012; Fondoma et al., 2013). El estrés potencial que puede motivar la subida del nivel del mar debido al cambio climático, cuestión de la que existen evidencias en el golfo de Cádiz y concretamente en el estuario de los ríos Odiel y Tinto (Vargas-Yánez et al., 2023; Gallego-Tévar, 2019; Gallego-Tévar et al., 2020) con un incremento consecuente de la salinidad del suelo podría ser un factor coadyuvante al enrojecimiento invernal de las hojas junto con los otros factores ambientales indicados, es decir, alta radiación solar en la porción ultravioleta y bajas temperaturas. Las especies estudiadas se encuentran en un ámbito mediterráneo, con temperaturas bajas en los meses de invierno y altos niveles de radiación, lo que induce un ambiente potencialmente estresante donde la subida del nivel del mar debida al cambio climático puede generar un incremento de la salinidad del suelo, que puede derivar en mayores niveles de estrés para estas especies. En base a los resultados de este estudio, el enrojecimiento invernal ligado al aumento de antocianinas en los tejidos foliares podría 325 jugar un papel importante como mecanismo de respuesta ante dicha matriz ambiental generadora de estrés. 7.5. Bibliografía Abd El-Maboud M.M., Abd Elbar O.H. (2020). Adaptive responses of Limoniastrum monopetalum (L.) Boiss. Growing naturally at different hábitats. Plan Physiol. Rep., 25 (2); 325-334. Adams W.W. III, Zarter C.R., Ebbert V., Demmig-Adams B. (2004). Photoprotective strategies of overwintering evergreens. Bioscience 54, 41–49. DOI: 10.1641/00063568(2004)054[0041: PSOOE]2.0.CO; 2. Anderson J.M. (1986). Photoregulation of the composition, function, and structure of thylakoid membranes. Annu. Rev. Plant Physiol. Plant Mol. Biol. 37:93–136. Arnon D.I. (1949). Copper enzymes in isolated chloroplasts. Polyphenol-oxidases in Beta vulgaris. Plant Physiol., 24, 1-15. Baker N.R. (1994). Chilling stress and photosynthesis. 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Su distribución en los estuarios se circunscribe a hábitats de marisma alta, bordes de caños, ecotonos y enclaves arenosos relacionados con flechas litorales, así como a enclaves antropizados como márgenes de carreteras y muros de marismas. La expansión más clara de L. monopetalum en Andalucía es en los depósitos arenosos de los estuarios, con sustrato suelto, baja salinidad y amplio espacio en crecimiento continuo. El desarrollo poblacional más grande encontrado en Andalucía lo hemos detectado en uno de los ganchos arenosos de la isla de Saltés en el Paraje Natural y Reserva de Biosfera de Marismas del Odiel, donde se ha pasado de 162 individuos en 1952 a 594 individuos en 2022. Dentro de los hábitats posibles para esta especie, los depósitos arenosos constituyen el espacio mejor para su expansión y crecimiento, seguido de los muros de las salinas. En relación con la estructura horizontal, su forma habitual es en forma de mata, de diámetro y alturas diferentes dependiendo del sustrato y presencia de otras especies. En sentido vertical, muestra una caída del índice de área foliar con la profundidad hasta el suelo. En este sentido, en la zona alta de las marismas, afectadas por mareas equinocciales con mayor impedimento de drenaje, alta salinidad, encharcamiento invernal y sustrato arcilloso compacto muestra individuos de menor tamaño en diámetro y altura, con menor biomasa foliar y también con reducida biomasa reproductiva. En los bordes de caños presenta aspecto de mata de desarrollo y altura variables debido a la aglomeración de especies, al igual que ocurre en los ecotonos entre arenas y marismas, donde compite por el espacio con Spartina densiflora, un neófito americano invasor. En los muros de salinas se encuentra en formaciones casi siempre monoespecíficas con un buen desarrollo horizontal y vertical de las matas. En las marismas altas, debido a su aparición senescente, las matas de L. monopetalum facilitan la incorporación de otras especies como Limonium ferulaceum L. (Chaz), Limonium algarvense Erben. y Limonium diffusum (Pourret) O. Kuntze. L. monopetalum muestra en los arenales un desarrollo singular en su estructura horizontal, generando una mata 337 similar a la encontrada en otros hábitats, rodeada de una superficie horizontal de menor altura con tallos decumbentes, que hemos denominado zona alar y dando lugar a individuos con superficies de hasta 43 m2 con individuos de muy diferentes tamaños. Los rodales de los depósitos arenosos facilitan la entrada de otras especies como Atriplex halimus L., Suaeda vera Forssk. ex J. F. Gmel., Arthrocnemum macrostachyum (Moric.) C. Koch, Halimione portulacoides (L.) Aellen, Lotus corniculatus L., Suaeda vera Forssk. ex J. F. Gmel. L. monopetalum es especie hospedadora de la holoparásita Cistanche phelypaea cuestión puesta manifiesto de forma inequívoca en esta Tesis Doctoral. La expansión de L. monopetalum en los depósitos arenosos y ecotonos garantiza la permanencia de la especie parásita en los estuarios. Los resultados experimentales bajo condiciones controladas reflejan el amplio rango de concentraciones salinas bajo el cual L. monopetalum es capaz de desarrollarse, desde medios no salinos hasta suelos hipersalinos. Ello explica su ubicación en hábitats muy contrastados en relación con el contenido en sales, como la marisma alta, los bordes de caño, las salinas o los arenales del estuario. La disminución del valor de la fotosíntesis entre el tratamiento de agua dulce y la salinidad más elevada (1200 mM NaCl) fue del 69 %, registrándose valores muy cercanos a los obtenidos en el tratamiento de agua dulce incluso a salinidades similares a la del agua de mar. Se encontró, además, una caída global de la eficiencia en el uso del agua desde el tratamiento de agua dulce hasta la salinidad más elevada, relacionada con la caída de la fotosíntesis y de la tasa de transpiración. En relación con el valor de la eficiencia fotoquímica potencial, la especie muestra una mayor susceptibilidad a la fotoinhibición bajo concentraciones hipersalinas. L. monopetalum mostró su óptimo de temperatura en relación con la tasa de fotosíntesis neta máxima a temperaturas próximas a 30 °C. Este resultado pone de manifiesto la utilidad de la especie como componente de la infraestructura verde urbana en los escenarios de emergencia climática. Se ha estudiado el enrojecimiento invernal de las hojas jóvenes de L. monopetalum, Atriplex halimus y Halimione portulacoides. La aparición de antocianinas en las hojas juveniles en invierno es congruente con la existencia de bajas temperaturas y alta radiación solar. La actividad del PSII en las hojas rojas fue elevada al mediodía, mostrando menor concentración de clorofilas y mayor 338 concentración de antocianinas absorbentes de luz que las hojas verdes. Se registró un incremento del porcentaje de hojas rojas en las tres especies desde 2017 a 2022, lo cual podría tener relación con el envejecimiento de los individuos estudiados, así como con las bajas temperaturas invernales unidas a una alta intensidad de radiación ultravioleta, junto con el incremento de salinidad en la zona debido a la subida del nivel del mar. Las hojas juveniles rojas mantuvieron valores de Fv/Fm, ɸPSII y qP relativamente altos incluso en días fríos del invierno con alta radiación solar, gracias a la fotoprotección de las antocianinas. La fotoprotección vinculada a la presencia de antocianinas coincidió también con valores menores de quenching no fotoquímico (NPQ) en hojas rojas que en verdes al mediodía. Este comportamiento puede interpretarse como aclimatación por sombreado en relación con la acumulación de antocianinas y la diminución de la relación Chl a/b. L. monopetalum muestra una respuesta fotosintética reducida a baja temperatura, lo cual es congruente con su distribución natural en la cuenca mediterránea y su ausencia en las marismas de latitudes altas de Europa. L. monopetalum exhibe un valor de fotosíntesis mayor que las otras dos especies para las intensidades de radiación a partir de 750 µmoles/m2s. Esta especie rinde valores elevados de fotosíntesis neta bajo situaciones de alta temperatura y alta radiación incidente, típica de una gran parte del año en el medio mediterráneo, poniéndose de manifiesto su conveniencia como especie utilizable en la infraestructura verde urbana. L. monopetalum se muestra como una especie importante como sumidero natural de CO2 en los estuarios mediterráneos en el escenario de cambio climático actual. Los valores registrados de transpiración muestran una adecuada economía hídrica de L. monopetalum para el medio mediterráneo en que vive. La especie muestra a 30 °C una eficiencia real del PSII mayor que la exhibida por H. portulacoides y Atriplex halimus. En relación con los valores de NPQ, los resultados de L. monopetalum a mediodía fueron más elevados para las tres temperaturas en comparación con las otras especies, mostrando una capacidad para disipar energía de forma no fotoquímica pero manteniendo una asimilación fotosintética elevada. Estos resultados ponen de manifiesto una alta capacidad de L. monopetalum para disipar el exceso de energía en rutas que no le causen daño, manteniendo valores elevados de tasa fotosintética, lo que implica una buena adaptación al ambiente mediterráneo. Los 339 resultados expuestos explican la distribución mediterránea de la especie en relación con su respuesta a la radiación solar y la temperatura, y los resultados obtenidos respecto a la respuesta a la salinidad explican su extensión por ambientes salinos y no salinos en el medio estuarino. En las zonas de marismas alejadas de la influencia de la marea, L. monopetalum, en relación con sus capacidades ecofisiológicas, tendría ventaja en el medio mediterráneo sobre las otras dos especies, lo cual justifica su expansión especialmente en los depósitos arenosos, sin embargo, H. portulacoides tiene ventaja en las zonas más mareales, extendiéndose de forma activa. A. halimus se desenvuelve en el medio con menor incidencia mareal, pero con menor éxito ecológico que L. monopetalum debido a diferencias en su respuesta ecofisiológica frente a factores ambientales estresantes. En el escenario de emergencia climática, la necesidad de dotar la infraestructura verde urbana con especies con buena capacidad de absorción de CO2 para actuar como sumideros naturales junto con una adecuada eficiencia en el uso del agua en un escenario de aumento de la temperatura, justifican el uso de esta especie en ambiente urbanos, con el efecto añadido de su capacidad de tolerar suelos contaminados con metales pesados. 340 CONCLUSIONES: 1. De las 151922 ha de espacios de marismas registrados en el marco de la Red de Espacios Naturales de Andalucía, las unidades ambientales donde se encuentra L. monopetalum ocupan una superficie de unas 2907 ha, lo que representa el 2.4 % del espacio total de las mismas. Entre los espacios estudiados, el Paraje Natural y Reserva de la Biosfera de las Marismas del Odiel es la zona donde la especie ocupa mayor superficie y se expande activamente, especialmente en sus hábitats arenosos. 2. En los ecosistemas de marismas de la Red de Espacios Naturales Protegidos de Andalucía, L. monopetalum aparece en los siguientes hábitats: muros de salinas, depósitos arenosos con distinto grado de consolidación, ecotonos entre dunas y marismas, bordes de caños, marismas altas, áreas de sucesión secundaria tras perturbación y bordes de carreteras. 3. Durante los últimos 60 años, L. monopetalum ha mostrado un alto nivel de reclutamiento en poblaciones situadas en los depósitos arenosos en crecimiento activo del Paraje Natural de las Marismas del Odiel. 4. En base al estudio realizado en el Paraje Natural de las Marismas del Odiel, L. monopetalum muestra un desarrollo singular en su estructura horizontal cuando se desarrolla en zonas arenosas, generando una mata rodeada de una superficie horizontal de menor altura con tallos decumbentes, que hemos denominado superficie alar. Este tipo de estructura, con una alta densidad foliar, confiere a la especie una elevada capacidad para acaparar el espacio en su proceso de expansión y crecimiento, constituyendo una oportunidad para la expansión de otras especies, a través de un proceso de facilitación, incluida la especie holoparásita Cistanche phelypaea. 5. L. monopetalum presenta una elevada tolerancia a la salinidad, sobreviviendo bajo concentraciones externas de NaCl de hasta 1200 mM, sin embargo, las concentraciones salinas por encima de 500 mM de NaCl causan efectos adversos en el rendimiento fotosintético y la capacidad de absorción de nutrientes. 6. L. monopetalum muestra una mayor tolerancia a bajas temperaturas en oscuridad (hasta -7.5 °C) en comparación con temperaturas elevadas; la respuesta 341 fotosintética de L. monopetalum podría verse comprometida a temperaturas foliares mayores de 40 °C bajo deficiencia hídrica. 7. L. monopetalum mostró su óptimo de temperatura en relación con la tasa de fotosíntesis neta máxima a temperaturas próximas a 30 °C. Así, tolera sin daños permanentes en el aparato fotosintético temperaturas de hasta -7.5 °C, y muestra daños permanentes a temperaturas mayores de 40 °C. Este resultado pone de manifiesto la utilidad de la especie como componente de la infraestructura verde urbana en escenarios de emergencia climática. 8. El porcentaje de hojas con altos niveles de antocianinas, en Limoniastrum monopetalum, Halimione portulacoides y Atriplex halimus, durante la estación invernal, ha aumentado en los últimos seis años en las Marismas del Odiel, lo cual podría tener relación con el envejecimiento de los individuos estudiados, así como con el aumento de los niveles de estrés ambiental en el área de estudio. 9. L. monopetalum muestra una respuesta fotosintética reducida bajo temperaturas en torno a 10 °C, lo cual es congruente con su distribución en la cuenca mediterránea y su ausencia en las marismas de latitudes altas de Europa. 10. L. monopetalum muestra un rendimiento fotosintético mayor que H. portulacoides y A. halimus a temperaturas intermedias (en torno a 20 °C) en intensidades luminosas elevadas. A 30 °C el rendimiento fotosintético de L. monopetalum es elevado a alta radiación, similar al de H. portulacoides. 11. L. monopetalum muestra un valor elevado de eficiencia en el uso del agua a 30 °C, comparado con H. portulacoides y A. halimus, lo cual muestra su potencial eficiencia ante un escenario de incremento de las temperaturas como el esperado para la región mediterránea. 12. L. monopetalum muestra valores elevados de tasa de fotosíntesis neta a temperaturas elevadas y bajo intensidades lumínicas altas; dadas las grandes extensiones de terreno que puede ocupar en los ecosistemas de estuario y el elevado rendimiento fotosintético bajo condiciones de alta temperatura e irradiación, la especie puede desempeñar un papel importante como sumidero 342 natural de CO2 en los estuarios mediterráneos y en los ecosistemas urbanos en el actual escenario de cambio climático.