ULTIMOS AVANCES EN EL ESTUDIO DE LA POLUCION

DEL MAR I : METALES PESADOS, BACTERIAS Y VIRUS

© María Dolores San Millan

©Miguel Ibañez

Instituto Geográfico Vasco

San Sebastián

ULTIMOS AVANCES EN EL ESTUDIO DE LA POLUCION DEL MAR I: METALES PESADOS, BACTERIAS Y VIRUS

Conforme avanzan las técnicas epidemiológicas y se desarrollan y sofistican nuevos métodos de análisis químico, se van encontrando las causas de extrañas enfermedades de origen desconocido. En muchos casos este hecho guarda una íntima relación con la polución que afecta a los seres vivos del mar .

Así, por ejemplo, después de 1974 se observan en Francia numerosas intoxicaciones por bismuto (MARTIN-BOUYER, 1976) que producen encefalopatías atribuidas erróneamente a virus desconocidos. El mismo autor (MARTIN-BOUYER, 1978) apunta la posible transmisión y acumulación de esta sustancia en los organismos marinos como responsable de numerosos trastornos en el hombre.

Los virus, bacterias y metales pesados parecen ser los elementos que transmitidos en el medio marino pueden producir trastornos serios, incluso mortales en el hombre; por ello en este trabajo se tratan los principales agentes polucionantes bióticos (bacterias y virus) y abióticos (metales pesados: mercurio, cadmio y plomo) que son, al menos por el momento, potencialmente las sustancias más peligrosas para el hombre.

MERCURIO

Introducción: El mercurio constituye probablemente el agente químico polucionante potencialmente más peligroso para el hombre.

En 1953 apareció en la Bahía de Minamata (Japón) una extraña enfermedad que afectó primero a los gatos, que se suicidaron masivamente arrojándose al mar, y posteriormente a las familias de pescadores, produciendo en muchos casos la muerte y en otros daños irreversibles (HOSOKAWA et al., 1957) .

El origen de esta misteriosa enfermedad llamada desde entonces «enfermedad de Minamata», fue descubierto 10 años más tarde. El causante era un derivado orgánico del mercurio: el metil-mercurio (HOSOKAWA, 1965).

Esta sustancia, arrojada al mar por una industria de acetaldehido y cloruro de vinilo, produjo una peligrosa contaminación en los peces y mariscos de la Bahía de Minamata que resultó en muchos casos mortal para los habitantes de la zona cuyo régimen alimenticio se basaba en peces y mariscos de la Bahía (UI. 1971) .

A partir de este momento se inició en todo el mundo una intensa campaña de estudios, y científicos suecos (BERG et al., 1966) observaron al analizar tejidos de aves conservadas en museos, cómo la cantidad de Hg permanecía constante entre 1840 y 1940, experimentando un notable incremento a mediados de la década de los cuarenta, lo cual coincide con el uso del metil-mercurio como desinfectante.

De igual forma WEISS et al., en 1971, al analizar el mercurio acumulado en los hielos de Groenlandia observaron un incremento importante a partir de 1940.

Se descubrió así mismo que el mercuriO inorgánico arrojado al mar se transformaba en metil-mercurio.

El mercurio. presenta tres estados diferentes de oxidación: HgO o mercurio metálico, Hg22+ como ión" mercurioso y Hg2+ como ión mercúrico. En las aguas superficiales en condiciones anaerobias predominan el Hg(OH)2 y CI2Hg; de todas formas las reacciones del mercurio con los compuestos orgánicos son complejas y según JERNELOV (1969) y LEXMOND et al. (1976) , se pueden sintetizar en los siguientes puntos:

1. Las bacterias aerobias y anaerobias transforman Hg2+ en metil-mercurio (el compuesto más peligroso) .

2. Estos microorganismos pueden volver a metilar el metil-mercurio formando dimetil-mercurio. Este último puede transformarse en HgO por la acción de bacterias productoras de metano.

3. En condiciones anaerobias, donde normalmente se forma SH2, es frecuente la aparición de SHg de muy baja solubilidad.

4. En condiciones aerobias, este SHg se transforma en S04Hg que fácilmente se disocia produciendo Hg2+.

5. En pH ácido y en presencia de Hg2+ el dimetil-mercurio se transforma en metil-mercurio.

6. El metil-mercurio en presencia de grupos SH puede descomponerse por f9tolisis en metano y SHg.

7. De igual forma puede formarse fenil-mercurio y difenil-mercurio.

La sustancia más tóxica y que reviste mayor peligro es el metil-mercurio, ya que gracias a su capacidad de disolverse en los lípidos se acumula en el sistema nervioso e hígado de los animales superiores. Los demás compuestos del mercurio son inestables y se descomponen rápidamente en Hg. inorgánico.

Parece ser que el metil-mercurio interacciona con los grupos S-H y S-S de los enzimas. distorsionando el metabolismo celular .

Procesos de metilación del mercurio: En la metilación del mercurio inorgánico por bacterias. parece que tiene un papel decisivo la vitamina 812 a través de la reacción:

metilcobalamina + Hg =>cobalarnina + metil-mercurio (WOOD et al.. 1968) .

VONK et al. (1973) encuentran que numerosas bacterias como Pseudomonas fluorescens, Mycibacterium pblei, Klebsiella pneumoniae, Bacillus megaterium y Escherichia coli, así como los hongos Aspergillus niger y Saccharomyces cerevisiae pueden formar meti!-mercurio a partir de CI2Hg en condiciones aerobias; K. pneumoniae y E. coli también tienen esta capacidad en medio anaerobio así como varias bacterias anaerobias estrictas como C/ostridium cochlearum (YAMADA & TONOMURA, 1972) .

Algunas de estas metilaciones biológicas han sido estudiadas detaIladamente por numerosos autores: WOOD et al., 1968; JENSEN & JERNELOV, 1969; RISSANEN et al.. 1970; LADNER, 1971; JERNELOV, 1972; 8ISHOP. 1972; WOOD & 8ROWN. 1972; LANGLEY. 1973; SPANGLER et al.. 1973; VONK & KAARS SYPESTEYN. 1973; JACO8S & KENNEY, 1974; 8ECKERT et al., 1974, etc.

Recientemente ROGERS (1977) ha demostrado la metilación abiótica en el suelo debida a factores no muy bien conocidos. posiblemente ácidos fúlvicos, metilación que se incrementa al aumentar la temperatura y que trabaja con un pH óptimo de 5.5.

Las fuentes de descarga de mercurio orgánico e inorgánico más importantes son las siguientes: fábricas de papel que utilizan acetato de mercurio. fábricas de cloro que lo utilizan cómo electrodo y numerosas industrias eléctricas. También se produce cierta cantidad en la combustión de hidrocarburos fósiles.

Elíminación: El mercurio, que como vemos en la Tabla I se va acumulando conforme avanzamos en la cadena trófica. se puede eliminar de la misma. En un reciente estudio sobre el contenido de mercurio en los meji1lones silvestres de la costa vasca (HERNANDO et al., 1979) se observa cómo paradójicamente en las desembocaduras y proximidades de ríos y puertos muy polucionados como el río Oria o el Puerto de Pasajes (País Vasco), los niveles de mercurio son extraordinariamente bajos, mientras que por el contrario en las desembocaduras de ríos aparentemente limpios como el Bidasoa o el Urumea en la actualidad, el contenido de Hg en los mejillones es bastante alto. Parece ser pues que la materia orgánica y en especial los derivados de la industria papelera quelatan en alguna forma los metales como el Hg que sedimentan en el lecho del río y en las desembocaduras, siendo así eliminados de la cadena trófica marina.

Análogamente RAMAMOORTHY & RUST (1976) observan una alta absorción de Hg en el río Ottawa en aquellos lugares en que las arenas del fondo son ricas en materia orgánica; de igual forma TATSUYAMA et al. ( 1975a, 1975b y 1976) descubren cómo las sustancias derivadas de la industria de la madera son capaces de absorber numerosos metales pesados.

La unión del mercurio al sedimento, según CRANSTON (1976) , está condicionada por numerosos factores como:

a) El tipo de sedimento (THOMAS, 1972) .

b) El tamaño del grano (CRANSTON & BUCKLEY, 1972) .

c) Las condiciones de oxidación (BURTON & LEATHERLAND, 1971). d) La actividad bacteriana (VERNET & THOMAS, 1972) .

e) El contenido en materia orgánica (LINBERG & HARRISS, 1974) .

Así mismo, la eliminación del Hg del medio acuoso implica su acumulación en el sedimento debido a la adsorción y sedimentación de la materia orgánica en suspensión (CRAIG, 1974 y JACOBS & KENNEY, 1974) , esta sedimentación se produce en forma importante en los estuarios.

Afortunadamente en la naturaleza también se produce el efecto inverso de descomposición de los compuestos orgánicos del mercurio. La luz UV, las descomposiciones químicas y la acción de microorganismos producen de nuevo Hg metálico a partir del metil-mercurio.

MARIÑO et al. (1974) encuentran que ante un caso de intoxicación aguda producido por un vertido de cloruro mercúrico (plaguicida) provocado por el hundimiento del buque «Erkowik» frente a La Coruña, el mejillón elimina rápidamente un 50% del mercurio acumulado en 45 días, siendo este intervalo de semieliminación superior para las especies que viven exclusivamente enterradas en el fondo como la almeja (Tapes decussatus). MAJORI et al. (1978) encuentran cómo el contenido de mercurio en mejillones que viven en lugares polucionados del Golfo de Trieste disminuye en un 50 % en 50 días al ser trasladados a lugares limpios y KIKUCHI et al. (1978) observan en un tipo de congrio del Pacífico (Astroconger myriaster) una disminución del nivel de Hg de 1 ppm en músculo a la mitad en un período de 5 semanas.

Mecanismos de defensa: El selenio y el mercurio son sustancias consideradas como tóxicas, pero se da la circunstancia de que este elemento contrarresta la acción tóxica del Hg.

Se ha visto cómo la adición en la dieta de selenio disminuye la toxicidad del metil-mercurio al producirse la siguiente reacción:

Se + metil-mercurio => dimetil-selenio + Hg

El dimetil-selenio se elimina rápidamente en los mamíferos por vía respiratoria. Sólo así se comprende la supervivencia de animales marinos como la marsopa o la foca que en ocasiones alcanzan más de 90 ppm de Hg en sus tejidos.

Las metalotioneinas son proteínas de pequeño peso molecular descubiertas en 1957 en el riñón del caballo, esta proteína contiene grandes cantidades de Gd y Zn y mercurio en menor proporción.

En 1973 se encontró que algunos metales como el Zn inducen la síntesis de estas proteínas en el organismo.

NOEL-LAMBOT et al. (1978) estudian el papel de estas proteínas en las especies marinas como lapas y pequeños gasterópodos en zonas muy contaminadas y en otras limpias, así como en laboratorio sometiendo a estas especies a una contaminación artificial.

Así, mientras las lapas que viven normalmente en lugares fuertemente polucionados presentan concentraciones de 117 ppm de Gd (!en peso fresco!) , las que habitan en zonas limpias tiene tan sólo 0.8 ppm siendo también proporcional la cantidad de metalotioneina encontrada.

Este mecanismo de defensa, mediante la fabricación de metalotioneinas, tiene resultados positivos para el animal, permitiéndole sobrevivir en ambientes fuertemente polucionados, pero a su vez tiene un peligroso efecto para el hombre dado que posibilita una mayor acumulación de estos elementos tóxicos en los animales marinos que son consumidos por el hombre.

Este metal se acumula en los organismos marinos a través de la cadena trófica. Su estudio como sustancia polucionante comienza con los dramáticos. acontecimientos ocurridos en Tojama (Japón) donde súbitamente apareció otra misteriosa enfermedad llamada de" itai-itai " que produjo más de 40 muertos en un total de más de 125 casos de intoxicación ocurridos hasta 1972. Fue la primera alerta sobre este peligroso metal que tarda más de 30 años en ser eliminado del cuerpo humano.

Los niveles de Gd en aguas marinas limpias oscilan entre 0.01 y 0.1 ppb mientras que estos valores en aguas polucionadas pueden alcanzar las 10 ppb.

Las algas macrofitas que crecen en lugares limpios pueden tener entre 300 y 1.000 ppb, mientras que en lugares polucionados los valores aumentan hasta 220 ppm en peso seco.

Se ha observado en los organismos terrestres una correlación entre el contenido en Gd de plantas y animales herbívoros (SHARMA & SHUPE, en 1977), no existe sin embargo una relación tan clara entre el contenido en Gd del suelo y el de las plantas.

Para la fauna marina UEDA et al. (1975) encuentran cómo el Gd se acumula a partir del agua de mar en igual proporción en las algas y en los poliquetos sedentarios.

Los moluscos parecen ser los acumuladores de Gd por excelencia. Acumulan este metal en la glándula digestiva y así BRVAN et al. (1977) encuentran en la "oreja de mar" (Haliotis tuberculata) hasta 50 ppm en dicha glándula mientras que en el tejido muscular (pie) este valor referido a peso seco es tan sólo de 0.71. NOEL-LAMBOT et al. (1978) , como citamos anteriormente, encuentran en lugares fuertemente polucionados hasta 116 ppm en las lapas.

KOYAMA & ITAZAWA (1977) observan el efecto del Cd suministrado por vía oral en la carpa rCyprinus carpio) que produce un descenso del contenido en calcio del plasma junto con una elevación del fósforo inorgánico que provoca una tetania y natación espasmódica como resultado de la hiperexcitabilidad del sistema nervioso y músculos.

Los efectos de este metal en la reproducción de los mamíferos han sido estudiados por DER et al. ( 1976, 1977) encontrando en las ratas macho un retraso en el crecimiento y desarrollo de los testículos así como una serie de anomalías anatómicas y fisiológicas. En las hembras no se desarrollan los órganos sexuales y la resistencia a la toxicidad producida por el cadmio es menor, debido a la elevada actividad encimática de metilación del hígado. .

En el hombre se puede producir una intoxicación aguda en poco tiempo, siendo típico el caso de intoxicación de trabajadores de industrias que utilizan este metal (DUNPHY, 1967).

Exactamente igual que comentábamos para el mercurio, parece que en el fenómeno de acumulación de este metal por los animales marinos intervienen en forma decisiva las metalotioneinas.

De igual forma, la eliminación de este metal de las iJguas tanto fluviales como marinas está condicionado por la presencia de materia orgánica en suspensión que al cabo de cierto tiempo sedimenta arrastrando el metal al fondo.

La polución por plomo es mucho más alta en las aguas marinas costeras. Sobre los análisis de este elemento, existen valores en la bibliografía que deben ser considerados con cierta reserva, así PATTERSON et al. (1974, 1976) , BEWERS et al. (1974) y BREWER et al. (1975) realizan un estudio comparativo para estandarizar los métodos de análisis y FOURIE & PEISACH (1977) encuentran cómo al desecar las muestras a 110°C se pierde más del 20 % del contenido total de plomo en las muestras.

La atmósfera constituye el principal vehículo de transporte del plomo al mar, PATTERSON et al. (1976) estiman una entrada anual en los océanos de más de 400.000 Tm. de plomo.

MUROZUMI et al. (1969) encuentran concentraciones de menos de 10-12gPb/g en el hielo formado hace 3.000 años en Groenlandia, mientras que en las capas formadas en 1965 este valor es 210 veces superior.

Aunque los volcanes aportan una cierta cantidad de Pb, se calculan en más de 150.000 los vertidos anuales de origen industrial transportado al mar como aerosol.

Parece ser que el plomo, a diferencia de los metales vistos anteriormente Hg y Cd, no se concentra a través de la cadena trófica en animales superiores.

En el ecosistema marino se da una adsorción pasiva del Pb por las plantas mediante un mecanismo de quelación o bien un transporte de membrana activo. Parece ser que las macrofitas son capaces de formar un complejo entre el ácido algínico y el plomo.

Sobre estas algas macrofitas, ZAVODNIK (1977) encontró que altas concentraciones de Pb alteran el mecanismo de la fotosíntesis en las especies infralitorales como Padina pavonia y Laminaria obtusa, siendo por el contrario de efectos casi nulos en especies típicamente mediolitorales como Ulva rigida y Fucus visiroides.

Como datos significativos, PRESTON et al. (1972) observan en Irlanda hasta 85 ppm en peso seco en el alga Porphyra umbi/icaris mientras que el fitoplancton tiene como máximo de 2 a 12 ppm sobre peso fresco y en túnidos tan sólo de 1 a 5 ppm.

Por otra parte SHARMA & SHUPE (1976) no encuentran relación alguna entre los contenidos en Pb del suelo y plantas y animales herbívoros terrestres.

Esto indica claramente cómo el mecanismo de acumulación del plomo discurre por diferentes caminos del Hg y Cd. Parece ser que este metal se concentra preferentemente en las algas macrofitas costeras y en moluscos fitófagos y sus depredadores (NICKLESS et al. en 1972 encuentran una concentración de Pb en Thais lapillus de una zona muy poIucionada del canal de Bristol, de 5 a 38 ppm) , por el contrario la concentración de este metal en peces es muy baja, de menos de 1.2 ppm en el corcón (Mugil cephalus) , 2 ppm en el congrio, de 0.04 a 0.1 en el bonito y 4.7 en la albacora como máximo.

La polución bacteriana del agua de mar es debida en su mayor parte al aporte directo de gérmenes patógenos que existen en las aguas residuales y domésticas de las ciudades costeras, o a un aporte indirecto a través de los ríos donde vierten sus residuos aquellas ciudades que se encuentran en el interior. En una ciudad costera de 300.000 habitantes se vierten aproximadamente 1,5 m3. de aguas residuales por segundo, con 2-3 millones de gérmenes por cm3. Si en esta zona no existe una adecuada red de saneamiento, el agua de mar tendría forzosamente que estar contaminada por miles de millones de gérmenes. Pero la vida microbiana en este medio, como en cualquier otro, estará condicionada por la cantidad de alimento disponible y por su calidad.

En cuanto a la cantidad de alimento disponible, el agua de mar es un medio pobre, y la materia orgánica se mantiene en unos niveles que no sobrepasan los 10 mg/l. (X = 3;5 mg/l) salvo, algunas veces, cerca de las costas y de las zonas portuarias (BRISOU, 1966) .Según CHAUCHARD, 1935; ZOBELL, 1946; MARTEIL, 1960, y AUBERT et al., 1972, estas cifras varían en función de las áreas geográficas, de la profundidad, de la distancia al litoral, de las estaciones climatológicas y cambios de temperatura (DAUMAS, 1974) , etc. Se estima que un 40% de esta materia orgánica sufre el ataque microbiano mientras que el resto se oxida.

Las corrientes, las mareas, los vientos, la agitación del agua, los aportes terrestres, la actividad fotosintética, el vertido de aguas residuales, etc., son factores susceptibles de modificar en mayor o menor grado la cantidad de materia orgánica existente en el mar (GENOVESE, 1974) .

¿Oué influencia puede tener un aporte excesivo de materia orgánien el mar? AUBERT et al. ( 1967, 1972) han estudiado 15 puertos de la costa de los Alpes Marítimos encontrando un aumento del 50 % de materia orgánica en aquellos puntos donde existían vertidos de aguas residuales, al igual que un aumento considerable en las concentraciones de fosfatos y nitratos, que según WOLLENWEIDER (1969) son las sales nutritivas más importantes responsables de la eutroficación. Tal enriquecimiento mineral y orgánico entraña, en estas zonas portuarias, una eutroficación del medio que se traduce por una disminución de Diatomeas y un crecimiento paralelo de ciertos vegetales tales como flagelados verdes y Peridíneas, conjunto de especies que originan el fenómeno de las mareas rojas (PINCEMIN, 1962, STIRN, 1965, 1971), con su inevitable peligro sobre la salud humana. Para controlar y luchar contra la eutroficación es preciso prevenir el exceso de nutrientes mediante un control severo de las aguas residuales e industriales (LARKIN & NORTHCOTE, 1969; BARTSCH, 1972) .

En cuanto a la calidad nutritiva del medio, ya numerosos autores han señalado que para una población bacteriana existente en el mar, tan importante es la cantidad como la calidad del alimento. Así, BRISOU en 1965, indica que cada especie bacteriana necesita en el agua de mar la presencia de una serie de metabolitos, como el triptófano para Salmonella typhi. el ac. nicotínico para Proteus y el ac. pantoténico necesario para numerosas bacterias Gram + , no desarrollándose dichas bacterias si estos factores no están presentes en el medio.

Por otra parte, el agua de mar posee una temperatura baja y una salinidad muy alta, condiciones poco favorables para el crecimiento bacteriano, al menos en lo que concierne a los gérmenes patógenos, pero numerosas publicaciones confirman que al menos permite una supervivencia larga de los microbios que conservan toda su virulencia durante un tiempo suficientemente largo. Así, por ejemplo, JAMIESON et al. (1976) han estudiado la supervivencia de 8 microorganismos patógenos en aguas contaminadas, 7 de los cuales eran bacterias y el 8.0 la levadura Candida albicans. demostrando que Candida albicans sigue existiendo al cabo de 6 días independientemente de la salinidad (también demostrado por DZAWACHISZWlLI et al. (1964) y RAUTLlN DE LA ROY & SUDRE-TRUC en 1968) y de la temperatura, aunque sobrevive mejor a temperaturas de 25 y 37°C. (MADRI, 1968) .Escherichia coli desaparece a los 6 días, pero su supervivencia se ve favorecida por las bajas temperaturas no encontrándose variación en cuanto a concentraciones diferentes de salinidad. Sin embargo Vibrio cholerae biotipo El Tor, con una salinidad de 35 gr/l. y temperaturas de 25 y 37°C. no sobrevive más de 1 día, aunque ya NICATI & REITSCH ( 1885) fueron capaces de aislar el vibrión colérico del agua de mar durante una epidemia de cólera. GRAHAM & SIEBURTH (1973) estudiaron también el período de supervivencia de Salmonella typhimurium.

demostrando que sin aporte de materia orgánica, la desaparición de Salmonella era idéntica en muestras con distintas salinidades; pero con un aporte de materia orgánica, el aumento de salinidad producía una disminución en su tasa de crecimiento y en su densidad de población. Para JAMIESON et al. (1976) el tiempo límite de supervivencia era de 6 días, no variando con la salinidad pero sí con la temperatura.

Por último AUBERT & AUBERT (1973) en su libro cita una lista de autores que han estudiado la supervivencia de bacterias terrestres y más particularmente la de los gérmenes entéricos presentes en el agua de mar . Entre estos autores destacaremos los estudios de DE GIAXA en 1889 sobre la Bahía de Nápoles, KETCHUM et al. en 1949 sobre Vineyard Sound, ORLOB ( 1951) sobre el Pacífico, BUTTIAUX & LEURS ( 1953) en el Canal de la Mancha, y LEBOUT et al. (1962) en la Bahía de Niza.

De igual manera, numerosos estudios cuantitativos y cualitativos (KELLY & SANDERSON, 1960; CLARKE et al., 1962; METCALF & STILES, 1966; y CROVARI et al., 1974) han demostrado que los virus sobreviven largo tiempo en las aguas residuales que llegan al mar, lo que induce la necesidad de conocer las características y la duración de su supervivencia. PIETRI & BREITTMAYER (1976) indican las numerosas interpretaciones que existen en cuanto a la supervivencia de los polivirus en agua de mar. Así SHUVAL et al. (1971) , encuentran que en el agua de mar esterilizada por calentamiento parecen eliminarse los elementos antivirales marinos (MAVA = Marine Antiviral Activity) siendo la resistencia de los virus mayor que en el agua de mar natural. Por otra parte, MATOSSIAN & GARABADIAN en 1967 encuentran la misma supervivencia en agua de mar natural y en agua de mar filtrada, y METCALF & STILES (1965) deducen que la supervivencia es la misma en agua de mar natural que en agua de mar sometida a tratamiento térmico o a radiación U. V. De igual forma, PIETRI & BREITTMAYER (1976) no encuentran inactivación de polivirus en agua de mar calentada, mientras que los resultados son los opuestos en un reciente trabajo de SHUVAL en 1978.

Hemos visto hasta ahora que el agua de mar no es un medio estéril para la vida microbiana; impide su crecimiento, pero permite su supervivencia durante un tiempo más o menos largo. En agua de mar se producen por tanto fenómenos de autodepuración consistentes en fenómenos físicos, químicos y biológicos.

Los mecanismos físico-químicos según BRISOU (1965) y VEIGA-PIRES et al. (1974) , seran los de Adsorción-Sedimentación, Dispersión-Dilución, Luz y Temperatura, Cantidad de O2 existente, salinidad, etc.

Los organismos son adsorbidos por las partículas orgánicas e inorgánicas en suspensión y depositados en el fondo de los mares bastante rápidamente. Trabajos de BRISOU & RAUTLlN DE LA ROY (1966) , y de RAUTLlN DE LA ROY (1967a, 1967b) demuestran la existencia de bacterias heterótrofas en el Atlántico hasta 3.000 m. de profundidad. Los autores confirman la irregularidad de la densidad microbiana, lo que se traduce en la existencia de masas de agua diferentes. Las condiciones de temperatura, sobre todo en profundidad, así como la débil presencia de materia orgánica permite a numerosas especies bacterianas de origen terrestre sobrevivir durante un tiempo muy largo. Estas bacterias pueden ser consideradas como verdaderos trazadores biológicos.

MORIARTY (1975) describe igualmente un método para estimar la biomasa de las bacterias en los sedimentos marinos, mediante una medida enzimática del ac. D-Láctico derivado por hidrólisis del ac. murámico.

La evidencia de la sedimentación se impone, pues una determinación simultánea de la dilución con ayuda de trazado res coloreados, tales como la Rodamina (AUBERT et al., 1973) de la dispersión de esporas a~rubias ha mostrado que las bacterias desaparecen más rápidamente que por el simple fenómeno de la dilución (BONDE. 1968) .

Según AUBERT & AUBERT (1973) , los factores biológicos que intervienen en la autodepuración, se pueden resumir en 3 grupos según la zona donde actúen: 1. Micropredatores, tales como los bacteriófagos o Bdellovibrio bacteriovorus, en zonas cercanas a la salida de los colectores urbanos. 2. Algunas algas de la zona bentónica con actividad antiséptica. 3. Algunos organismos planctónicos, en la zona pelágica, capaces de producir substancias antimicrobianas.

STOLP & STARR (1963) descubrieron que los Bdellovibrios son bacterias de pequeño tamaño capaces de parasitar los gérmenes entéricos habituales de las aguas residuales. MITCHELL & MORRIS (1969) y PAOLETTI (1970) demostraron la existencia de bacterias y protozoos con actividad lítica hacia otras bacterias. TAYLOR et al. (1974) aislaron 13 cepas de Bdellovibrio en las aguas de Hawai que eran capaces de parasitar de 17 a 32 especies de bacterias del total de 42 testadas, pero ENZINGER & COOPER (1976) indican que la desaparición de E. coli de las aguas de estuarios se debe más a la depredación de los protozoos que a la presencia de Bdellovibrio.

Por último FILETICI et al. (1967) , trabajaron en varias zonas del litora1 italiano para descubrir el grado de contaminación bacteriana existente mediante la presencia de enterófagos de cepas bacterianas marcadas, señalando que la búsqueda de bacteriófagos es más simple, más rápida y más segura que la colorimetría clásica.

Además de estos micropredatores existe, según AUBERT & AUBERT ( 1973) , una actividad antiséptica de algunas algas bentónicas. Esta actividad es debida a sustancias tales como fenoles. taninos, diversos derivados terpenoides y ciertas sustancias de degradación de las clorofilas. Esto ya había sido parcialmente demostrado por ZOBELL (1936), KRASSIL'NIKOVA (1961), la escuela del C.E.R.B.O.M. (AUBERT et al., 1963) y SIEBURTH en 1964. Pero BRISOU & DENIS (1966) y DURVY (1966) han demostrado que fuertes concentraciones de clorofilas y sus derivados no revelan ninguna actividad antibiótica, puesto qlle entonces la ingestión de verduras por los mamíferos eliminaría parcial o totalmente la flora intestinal.

Así mismo, la escuela americana ha demostrado que ciertas especies del filoplancton liberan en el agua de mar sustancias antimicrobianas (también ocurre el fenómeno inverso y los productos del metabolismo de ciertas bacterias son tóxicos para alguna parte del fitoplancton según BERLAND et al. (1972) ) .

Se trata de microalgas, pertenecientes principalmente a la clase de las Diatomeas y Chrysophyceas. La naturaleza química de estas sustancias consiste en un ácido graso y de un arabinosil-nucleósido en el caso de una Diatomea muy abundante «Asterionella japónica» (AUBERT et al., 1970) y de un ácido acrílico en el caso de una Chrisophycea común en aguas frías polares «Phaecocystis pouchettii» (SIEBURTH, 1959. 1960, 1964) .

Además, en 1971, AUBERT señaló que existen numerosas bacterias marinas capaces de sintetizar y emitir al medio sustancias antibióticas, verdaderos trazadores químicos según LUCAS ( 1955) , AUBERT ( 1971) y AUBERT et al., 1975. Estas sustancias inhibidoras podrían intervenir a nivel microecológico para regular ciertos equilibrios interespecíficos en el seno de las poblaciones bacterianas que se establecen en la superficie de los sustratos marinos (GAUTHIER, 1973) .

GAUTHIER et al. ( 1976) trabajaron con un grupo de gérmenes marinos muy abundantes en el Mediterráneo durante el ot()ño, según GAUTHIER et al., 1975) que producen antibióticos macromoleculares con una gran proporción de poli óxidos ácidos. Por otra parte existían numerosos estudios sobre la acción bactericida de metales como el Cadmio (SWARUN, 1973; SARAIVA, 1973; TYNECKA et al., 1975) y el Mercurio (TYNECKA & SZYMONA, 1966; BOWEN, 1966) .GAUTHIER et al. (1976) estudiaron la acción de estos dos metales más la del Cobre y Cromo sobre el crecimiento y respiración aerobia de Staphylococcus epidermis, encontrando así mismo una clara influencia de estos dos cationes en la actividad de un antibiótico polianiónico producido por una nueva especie: AIteromonas marina; antibiótico que actúa a nivel respiratorio (GAUTHIER, 1976) .Se ha puesto así mismo en evidencia la acción sinérgida entre el antibiótico segregado y metales tales como el cadmio y el mercurio, si bien la acción resultante es función, en muchos casos, de la salinidad y de la concentración de materia orgánica en el medio.

Según todo lo expuesto anteriormente, podríamos pensar que el mar posee numerosos productos microbicidas capaces de terminar con la vida de las bacterias patógenas de origen terrestre. Nada más lejos de la realidad.

Si seguimos analizando el problema, nos encontramos que, según BRISOU & RAUTLIN DE LA ROY, en 1964, y DURVY (1966) , el ácido acrílico, a fuertes dosis, revela una actividad bacteriostática pasajera e incompleta. Por tanto, su actividad en el agua de mar no produce consecuencias ecológicas, pero se podría admitir que su acumulación en el intestino de algunos animales de zonas antárticas (SIEBURTH, 1959) podría explicar cierta selección microbiana.

Si conforme nos alejamos de la zona litoral hay una disminución de gérmenes patógenos, no es porque el agua de mar sea bactericida sino porque existe la influencia de otros factores tales como la dilución, poca cantidad de alimento, salinidad alta, adsorción, sedimentación, etc. (DURVY, 1966) .

Por otra parte, BRISOU en 1965, recalca que ciertos fenómenos antagónicos no deben ser confundidos con antibiosis, y en 1967 analiza diferentes productos extraídos de algas marinas tales como yodo y productos yodados, productos volátiles como el ácido acrílico, lípidos, glúcidos y clorofilas, teniendo la mayoría de estas sustancias propiedades antisépticas o propiedades antagónicas más o menos específicas, pero que no tienen nada en común con los antibióticos, pues un antibiótico es ante todo un producto del metabolismo celular que liberado por un organismo a un medio, se opone al crecimiento de otro o de muchos otros organismos.

Según señala BRISOU en 1975, los autores responsables de la teoría de la antibiosis del medio marino han introducido al trabajar en el laboratorio, suspensiones bacterianas en el agua de mar y han encontrado, como ya se preveía y se sabía, una mortalidad elevada.

Se sabe, por el contrario, que el plancton juega un papel importante en la distribución de las poblaciones bacterianas, pues es capaz de adsorber las bacterias formando agregados (ZOBELL, 1946; WOOD, 1953; JONES & JANNASCH, 1956) , aumentando así la posibilidad de multiplicación y supervivencia.

Además, el zooplancton influye directamente en la cantidad de gérmenes de un agua polucionada, pues absorbe bacterias para su propia nutrición y numerosos trabajos han descrito dicho fenómeno (CZECZUGA, 1962; SEKI, 1966; BRISOU, 1967; RIGOMIER, 1967, 1968).

¿Cuáles pueden ser las consecuencias de esta polución microbiana del agua de mar para el hombre? ¿Es realmente peligrosa?

AUBERT & AUBERT (1973) afirman: «Después de 10 años consagrados al estudio de esta cuestión estamos convencidos al pensar que el hecho de bañarse en una agua polucionada conteniendo un cierto número de gérmenes telúricos fecal es no representa en ningún momento un peligro serio para la salud humana».

MOORE en 1970 demostró en un estudio sobre diversas poblaciones de zonas litorales más o menos polucionadas, que la influencia de la polución marina sobre la mortalidad no era significativa.

CONTRERAS (1977) realizó un estudio sobre la polución bacteriana de las playas de la provincia de Guipúzcoa y su posible vinculación, bien a través de los baños o a través de aerosoles marinos, con la presencia de enfermedades en la población cercana a estas zonas, llegando a la conclusión de que no existe una evidencia clara entre el baño en zonas contaminadas y la aparición de la enfermedad.

Sin embargo, la presencia de los virus en aguas contaminadas explica que las epidemias virales de origen hídrico no sean excepcionales (DENIS, 1973) .Se ha demostrado que los Adenovirus pueden producir fiebres faringo-conjuntivales a causa de baños en zonas polucionadas (TARABCAK et al., 1969) .

Lo único reconocido actualmente por los epidemiólogos hasta ahora es la frecuencia de la Candidosis (producida por la levadura Candida albicans) durante la estación estival en los bañistas y habitantes de la costa. BRISOU et al. (1968) en un estudio sobre 25 enfermos encontraron que sólo 3 de ellos no habían tenido contacto directo con el agua o la arena de la playa.

La presencia de Cándida parece ser debida a una polución de origen animal (AHEARN et al., 1968) y el agua de mar no parece ser un medio hostil para el crecimiento de dicha levadura si posee los nutrientes necesarios (RAUTLlN DE LA ROY. 1973) .

Por el contrario cuando se trata de moluscos o de peces que viven en aguas muy polucionadas. al concentrar las bacterias en grandes cantidades y al introducirse posteriormente estos gérmenes en el organismo humano mediante la ingestión, pueden provocar manifestaciones patológicas extremadamente graves como el tifus, la salmonelosis, el cólera y en el caso de los virus. la hepatitis viral. (Existen, por ejemplo, varios casos registrados de hepatitis viral por consumos crudos de ostras de la zona litoral. de Guipúzcoa) .

Por eso. la polución bacteriana del agua de mar no presenta un ries-go grave para los bañistas pero presenta un peligro cierto para los consumidores de productos marinos principalmente moluscos, pues el líquido existente entre sus valvas, al ser animales filtradores, contiene del orden de 10-20 veces más gérmenes que el agua que les rodea (MELLADO. 1974; MURCHELANO et al., 1975) .

Se ha encontrado, además, Clostridium botulinum, bacteria productora del botulismo por conservas mal esterilizadas, en el medio marino en numerosas especies comestibles tales como la ostra, cangrejos, calamar . esturión, etc. (PRIETO, 1972)

Ya hemos visto que no se puede atribuir la aparición de enfermedades en aquellas personas que se bañan en aguas polucionadas, pues existen grandes dificultades en la práctica sanitaria para relacionar estos dos hechos: una de ellas, la gran cantidad de población veraneante que utilizan los baños de mar y que luego escapan de los controles sanitarios locales. Otra, el largo período de incubación de la mayoría de las enfermedades producidas por bacterias y de transmisión hídrica, tanto por vía digestiva como cutáneo-mucosa o respiratoria. Pero, como señala CONTRERAS (1977). el bañarse entre excretas va en contra de la dignidad humana y el concepto de salud. abarca no sólo la ausencia de enfermedad. sino también el perfecto bienestar físico, mental y social.

© Mª D. SAN MILLAN Y M. IBAÑEZ, 1979

TABLA I

ACUMULACION DE MERCURIO EN LOS DISTINTOS NIVELES DE LA CADENA TRÓFICA

Todos los valores menos para el agua de mar van referidos en ppm sobre peso seco.

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