ULTIMOS AVANCES EN EL ESTUDIO DE LA POLUCION DEL MAR III

ESPECIES INDICADORAS, EUTROFIZACION, MAREAS ROJAS SARCOTOXISMO

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© María Dolores SAN MILLAN

Miguel IBAÑEZ

ESPECIES INDICADORAS DE LA CONTAMINACIÓN MARINA

En época reciente se ha puesto de manifiesto la importancia de los estudios biológicos sobre aquellas especies que pueden ser utilizadas como indicadoras de la polución. En la numerosa bibliografía existente sobre este tema se plantea un cierto confusionismo sobre el concepto de «especie indicadora»; así en unos casos se aplica a especies seleccionadas en un intento de estandarización, con el fin de comparar la concentración de sustancias polucionantes que se acumulan en los seres vivos entre distintos lugares, y otra acepción de «especie indicadora» es aquella que indica con su presencia y dominancia sobre otras un cierto grado de contaminación, normalmente orgánica.

Según esto, y para aclarar confusiones, cabe hablar separadamente de «Especies indicadoras de medios contaminados« (EIMC) y de «Especies acumuladoras de elementos contaminantes» (EAEC)

1 Especies indicadoras de medios contaminados (EIMC) 

Al estudiar el dominio bentónico litoral, algunos autores (MARION, 1883; HAYREN, 1910, 1921, 1933. 1941; etc...) observaron ya hace mucho tiempo importantes alteraciones en el ecosistema en cuanto a la proporción cualitativa y cuantitativa de las especies presentes en lugares contaminados como el puerto de Marsella y Helsingfords (Finlandia) respectivamente. Uno de los lugares donde se manifiestan mejor estos cambios en las pobla ciones bentónicas es en los puertos, io cual queda reflejado en la numerosa bibliografía existen (FUNK, 1927; BLEGVAD, 1932; REISH, 1959, 1964, 1965;

LEFEVERE, 1965; ARIAS & MORALES, 1965, 1969; RELINI, 1966; SELLAN-SANTINI, 1966, 1968, 1969; PERSOONE & PAUW, 1968; COGNETTI & VARRIALE, 1970; LEUG TACK KIT, 1971, 1975; COGNETTI, 1972 etc...)

Hay que tener en cuenta que los medios portuarios son muy inestables y esporádicamente aparecen poblaciones más o menos resistentes a la contaminación. Así por ejemplo REISH (1959, 1965) distingue cinco niveles de polución en Long Seach (Los Angeles):

Primero una zona abiótica desprovista de cualquier tipo de macrofauna u macroflora, después una zona muy polucionada donde abunda el poliqueto cosmopolita Capitella capitata, seguidamente una zona semicontaminada donde ya aparecen algunas especies de macrobentos entre las que sigue presente C. capitata; ya en la zona moderadamente contaminada varía la composición cualitativa de las especies y por último en la zona «limpia» existe una mayor diversidad en la macrofauna.

Estas cinco clases se reducen a cuatro para SELLAN-SANTINI (1966) y COGNETI & TALIERClo (1969) en el Mediterráneo: Una zona de máxima polución, anóxica, carente de flora y fauna macroscópica; después una zona polucionada donde abundan los poliquetos  C. capitata y Scololepis fuliginosa, una zona subnormal caracterizada por la rica fauna de poliquetos y por último una zona limpia cuya flora y fauna está condicionada por la profundidad y naturaleza del sedimento.

Hay un hecho que conviene tener en cuenta y es que normalmente los fondos portuarios y lugares cercanos, ubicados en áreas protegidas geográficamente de los temporales, son de tipo arenoso-fangoso debido al predominio del efecto de sedimentación sobre el de erosión y por ello los contaminantes se acumulan más fácilmente y las formas de vida que se desarrollan son las características de sustratos blandos.

Otra importante consideración a tener en cuenta es que cuando estas zonas portuarias se asientan en estuarios existe una variación de salinidad que incide en forma decisiva sobre la composición de la flora y fauna.

Así por ejemplo, un aporte masivo de agua dulce en zonas más o menos cerradas produce importantes variaciones en el ecosistema, desarrollándose poliquetos típicos de estuario como Mercierella enigmatica y desapareciendo las especies potencialmente indicadoras de la polución ( C. capitata y S. fuliginosa) (SELLAN, 1972, 1980; STORA, 1974).

En los medios litorales rocosos el estudio de la contaminación a través de especies indicadoras plantea numerosos problemas ya que, a diferencia de los sustratos blandos, en las zonas rocosas el grado de exposición condiciona «a priori» en forma importante la biocenosis de dicho sustrato.

En general y siguiendo a BELLAN (1980) podemos distinguir una primera zona muy polucionada desprovista de macrobentos, una zona polucionada donde se establece una biocenosis Mytilus-Corallina con otras algas calcáreas incrustantes y clorofíceas como Ulva y Enteromorpha, y diversas especies de poliquetos y anfípodos; y por último una zona de aguas limpias donde aumenta el número de especies macrofitas.

SELSHER & SOUDOURESQUE (1974) sintetizan y recogen en forma magistral la problemática y dificultad de interpretación de la macroflora como indicadora de la polución en el Mediterráneo. SELSHER (1974) muestra que al igual

que ocurre con la contaminación las rodoficeas son mucho más abundantes en las zonas batidas.

Aparte de las especies «indicadoras de medios contaminados» cabe señalar aquellas especies típicas de zonas sin contaminar, la más representativa para el Mediterráneo es Cystoseira stricta cuyo desarrollo ha sido seguido por HUVE (1960); SELLAN-SANTINI (1964, 1966, 1968); SELLAN & SELLAN-SANTINI (1970, 1972) y ARNOUX & SELLAN-SANTINI (1972), quienes encuentran un retroceso en las poblaciones de esta especie conforme se incrementa la polución y paralelamente observan un incremento en la biocenosis Mytilus-CoraIlina sobre estos sustratos.

Estos retrocesos en algunas especies pueden estar motivados por razones naturales, por ejemplo las variaciones periódicas de temperatura pueden ser responsables de las variaciones de la angiosperma marina Zostera en el Mar del Norte (RAMUSSEN, 1973) o por causas indirectas como la aparición masiva de erizos en el Golfo de Trieste (GHIRARDELLI et al 1974)

En definitiva, las algas macrofitas, de momento y mientras no se conozca mejor su ecología y distribución en función de los parámetros físico-químicos naturales (luz, temperatura, corrientes...) constituyen un elemento de dudosa validez a la hora de utilizarlas como especies indicadoras. Hay que tener en cuenta, por ejemplo, que un aporte rico en materia orgánica puede producir un descenso en la-s poblaciones fotófilas y un incremento de las esciáfilas y la fuerte exposición en zonas batidas puede regular por si sola la presencia o ausencia de determinadas especies.

El problema se complica en la costa vasca donde además de la exposición que regula las poblaciones sésiles de la zona intermareal rocosa, hay que considerar un gradiente térmico que delimita, en muy poca distancia, distintas fronteras biogeográficas para varias especies de feofíceas e invertebrados.

En general la denominación de «especie indicadora» debe ser utilizada con prudencia dado que el ecosistema bentónico es de por sí muy complejo y son muchas las variables que condicionan una determinada biocenosis en un determinado lugar. Ante el entusiasmo y proliferación de los trabajos cuyo objetivo es la determinación de especies indicadoras de la polución, tanto en ríos como en el mar, algunos autores demuestran su cautela (HYNES, 1960) dado que estamos muy lejos de conocer la dinámica de un ecosistema natural, fase previa para conocer la incidencia de los distintos agentes polucionantes sobre el mismo.

En muchos casos se han utilizado los distintos índices de diversidad y abundancia (SHANNON, 1948: SRILLOUIN, 1956; MARGALEF, 1957, 1958, 1974; SHANNON & WEAVER, 1963; LLOYD & GHELARDI, 1964; WHITTAKER, 1965; PICARD, 1965; PIELOU, 1966; McNAUGHTON, 1967: SERGER & PARKER, 1970) para medir el grado de contaminación (STORRS et al., 1969; SECHTEL & COPELAND, 1970; COPELAND & SECHTEL, 1971; REGIER & COWELL, 1972; SOESCH, 1972, 1974; SOROWITZKA, 1972; OLSSON? 1973; LITTLER & MURRAY, 1975'; STIRN et al., 1975; HERK, 1976; JERNELOV & ROSENSERG, 1976). Por ejemplo, GHIRARDELLI & PIGNATTI (1968) encuentran que el número de especies de algas dismunuye al aproximarse a lugares contaminados cambiando la proporción de rodofídeas del 39% al 69% conforme aumenta la polución, desapareciendo completamente y quedando tan solo algunas clorofíceas en lugares muy contaminados.

Tal como se indica en el trabajo de GODFREY (1978) quien analiza el valor significativo de estos parámetros en la fauna bentónica de ríos, los índices de diversidad y domirancia deber ser considerados también con precaución, como parámetros descriptivos y no en forma exclusiva como indicadores del grado de contaminación.

Actualmente se investigan poblaciones de grupos de invertebrados inéditos en este tipo de estudios, observando variaciones en su composición de unos lugares a otros en función del grado de contaminación (BELLAN-SANTINI, 1980).

Un claro ejemplo de la dificultad que plantea la interpretación de estos parámetros lo tenemos en  la costa vasca. ANGULO et al. (1978) estudian las poblaciones de la zona de Mompás (San Sebastián) en un lugar próximo a colectores que producían un importante aporte de materia orgánica (Matadero de Gros). Al suprimir gran parte de estos vertidos, la población de Mytilus-CoraIlina que servía de refugio y sustrato a numerosas especies de invertebrados, disminuyó drásticamente, siendo sustituida por cirrípedos (Chthamalus stellatus) típicos de zonas muy batidas, descendiendo así notablemente la biomasa y la diversidad en este lugar al suprimir la contaminación orgánica en gran parte.

A veces, los fondos rocosos (p. ej. en el Pico del Loro en San Sebastián) están sometidos a enterramientos periódicos por bancos de arena, ello limita mucho el desarrollo norma) de la fauna asociada a las macrofitas, disminuyendo su diversidad.

En definitiva podemos considerar la polución como un «stress» que el ecosistema sufre del medio ambiente, pero considerando que los otros «stress» naturales en muchos casos son cuantitativa mente mucho más importantes y condicionantes.

Otro aspecto que habitualmente se ignora son los tipos de contaminantes que afectan al ecosistema; tradicionalmente se considera la materia orgánica que o bien sirve de alimento a especies filtradoras como el mejillón o bien se descompone produciendo un aporte de nutrientes que favorece a las especies de clorifíceas nitrófilas (SAWYER, 1965; BRAARUD & NYGAARD, 1967; BOROWITZKA, 1972; GUIST & HUMM, 1972 y KLAVESTAD, 1978). No obstante, otras sustancias como los metales pesados, hidrocarburos etc. pueden inhibir o modificar la flora bacteriana produciendo alteraciones en los procesos de mineralización de la materia orgánica.

En el caso relativamente sencillo de afluentes de industrias papeleras estudiado por numerosos autores (ZIMMERMAN, 1974; NIELL, 1975; BITTAKER, 1975; NIELL & BUELA, 1976; ZIMMERMAN Y LlVIGSTON, 1976; LIVINGSTON et al., 1976) hay que tener en cuenta por un lado el aporte de ligninas y por otro el vertido de lejías lignosulfónicas cuyos efectos sobre las poblaciones bentónicas son muy diferentes. Recientemente (COATES & ELLIS, 1980; McLUSKY et al., 1980) se han propuesto la utilización de oligoquetos como indicadores de esta contaminación,

A pesar de todas las limitaciones expuestas para la utilización de especies indicadoras, lo que resulta evidente es que para poder establecer una variación en las pobl9ciones bentónicas, ya sea al estudiar su degradación como su recuperación al eliminar el foco de vertidos (BAGGE, 1969; ROSENBERG. 1971, 1972, 1973, 1976), es necesario conocer previamente la composición de las comunidades bentónicas existentes en épocas anteriores. Podemos citar como ejem-

plos los trabajos de BAGGE (1969) y LEPPAROSKI (1975) donde en base a los numerosos trabajos ecológicos, florísticos y faunísticos realizados en Saltkallefjord (Suecia), pueden establecer unos criterios precisos sobre la incidencia de la polución en esta a zona. (Cabe destacar la extensa bibliografía señalada en este último trabajo con más de 250 referencias).

Desgraciadamente en la costa vasca no existen estos trabajos previos y por ello no podemos establecer comparaciones con lo que existía en dicha costa antes de que el expansivo desarrollo industrial y demográfico las afectara.

Los estudios cuantitativos requieren una gran preparación sistemática y mucho tiempo para analizar muestras pequeñas, de aquí el interés de los estudios semicuantitativos desarrollados en las costas de Gran Bretaña en los Últimos años y propuestos por IBAÑEZ (1979) con el fin de fijar rápidamente unos puntos básicos de referencia sobre los que poder establecer las variaciones debidas a la polución (o alteraciones climáticas) en un futuro a medio y largo plazo.

Entre las especies pelágicas, algunas como los cladóceros son particularmente sensibles a la contaminacion (LEVEAU, 1965; PATRITI, 1973; KIORTSIS & MORAITOU-APOSTOLOPOULOU, 1973; MORAITOU-APOSTOLOPOULOU & KIORTSIS, 1976).

Así mismo, al estudiar las poblaciones ictícolas de estuario, se observa como desaparecen unas especies antes que otras de las zonas contaminadas (KATZ & GAUFIN, 1953; TSAI, 1968; ARMSTRONG et al., 1970).

BECHTEL & COPELAND (1970) observan en la bahía de Galveston (Texas) como el índice de diversidad pasa de 2,2 a 0,02 en zonas muy polucionadas.

Referente a alta mar, no está claro si la contaminación produce en el momento actual alteraciones significativas en el ecosistema pelágico (ISAACS, 1975) dado que las fluctuaciones de los parámetros físico-químicos producen variaciones en las comunidades pelágicas que enmascaran la influencia real de la contaminación. de igual forma, la sobrepesca es en la actualidad responsable de la disminución de los stocks de peces en numerosas zonas del océano y es muy difícil precisar a gran escala y en el momento actual los efectos producidos ya por los aportes de sustancias contaminantes vertidas al mar.

En principio, y con las debidas precauciones, parece más recomendable utilizar especies bentónicas como indicadoras de la contaminación, dado que sufren directamente, y en el caso de especies sésiles sin posibilidad de cambiar de lugar, actuando como integradoras de la polución sufrida en ese medio en un período más o menos largo de tiempo.

Se han observado en algunas especies (p. eje. en los poliquetos Syllides edentula y Podarke pallida) modificaciones morfológicas más o menos acentuadas en los ejemplares encontrados en fondos sometidos a polución (WASS, 1967; COGNETTI & VARRIALE, 1970 y VADINI & ZONARELLI, 1971).

2.Especies acumuladoras de elementos contaminantes. (EAEC)

A partir de 1953 y tras la catástrofe de Minamata causada por la contaminación de mercurio. se ha investigado mucho el mecanismo de acumulación de distintas sustancias. fundamentalmente metales pesados e insecticidas clorados en los seres vivos.

Fijándonos en los metales pesados (ya tratados en otro artículo: SAN MILLAN & IBAÑEZ. 1979). algunos autores utilizan las algas macrofitas como indicadoras (BLACK & MITCHEL. 1952; BRYAN. 1969; LUNDE. 1970; BURRWS. 1971; BURROWS & PIBUS. 1971; BRYAN & HUMMERSTONE. 1973; FUGE & JAMES. 1973. 1974; HAUG et al.. 1974; MORRIS & BALE. 1974; PAK et al,. 1977; SEELIGER & EDWARDS. 1977; MELHUUS et al.. 1978; MARKHAM et al.. 1980). hidrozoos (KARBE. 1972), poliquetos (REISH. 1978; BRIAN & GIBBS. 1980). moluscos (PRINGLE et al.. 1968; MAJORI & PETRONIO. 1973; TOPPING. 1973; PHILLIPS, 1976; BOYDEN. 1974.1977; ABEL. 1976; PHILLIPS. 1976; ALEXANDER & YOUNG. 1976; GEORGE & COOMBS. 1977; HOWARD & NICKLESS. 1977; MAJORI et al.. 1978; DAVIES & PIRIE. 1978; HERNANDO et al.. 1979; THEEDE et al.. 1979; SCHOLZ. 1980; MENASVETA & CHEEVAPARANAPIWAT. 1981; NAHLE & IBAÑEZ. 1981) y tunicados (PAPADOPOULOU & KANIAS. 1977)

La especie que más se ha utilizado ha sido el mejillón (M. edulis) que al ser cosmopolita y frecuente en algunos lugares contaminados constituye un elemento indicador de primera magnitud.

A modo de síntesis. en la tabla I se indican los valores más altos encontrados en especies de algas e invertebrados bentónicos en zonas contaminadas. cabe destacar hasta 550 ppm de acmio en lapas y 1.240 ppm de zinc en F. vesiculosus.

Las características principales que debe reunir una especie para ser utilizada como indicadora de sustancias contaminantes son:

1°. Especie bentónica (preferéntemente sésil).

2". Ampliamente distribuida (preferentemente cosmopolita)

3". Resistente a niveles relativamente altos de contaminación.

4°. Capaz de acumular en concentraciones elevadas la sustancia que queremos investigar del medio marino.

Para nuestra costa podemos seleccionar fundamentalmente entre las algas las fucáceas (en nuestra costa la única especie presente en Guipúzcoa y Vizcaya es F. spiralis) y entre los moluscos. el mejillón y la lapa.

De todas formas en la zona intermareal la relativa emersión de las especies y las variaciones de salinidad (sobre todo en estuarios) pueden incidir en los mecanismos de acumulación (COLEMAN. 1980). por lo que es aconsejable elegir las muestras en niveles similares con el fin de obtener resultados comparables.

Conviene tener en cuenta los efectos de los dragados periódicos de los. estuarios y puertos ya que producen importantes incrementos en los niveles de contaminación (por ejemplo el níquel enel poliqueto Nephtys hombergi pasa de 2 ppm a 660 ppm tras las operaciónes de dragado. según ROSENBERG. 1977) y de igual manera considerar si los metales están acumulados en los tejidos del animal o en el talo del alga o simplemente adheridos en su superficie externa como las partículas de óxido de hierro en las algas (BONEY. 1977).

Tabla I no incorporada en la versión electrónica

EUTROFIZACION

La eutrofización consiste en un enriquecimiento nutricional de las aguas superficiales marinas o continentales a un ritmo tal que la materia orgánica (Fitoplacton) producida no puede ser totalmente mineralizada por las bacterias aeróbias. La descomposición de este exceso de materia orgánica produce subsidiariamente una disminución del pH y de la concentración de 02 en las zonas profundas. aumentando la turbidez y apareciendo Iodos negros y ciertos compuestos de degradación de la materia orgánica tales como SH2, NH3, etc.

WEBER emplea por primera vez en 1907 los términos «oligotrófico» y «eutrófico» para señalar respectivamente medios pobres y ricos en elementos nutritivos. La eutrofización señala por tanto un enriquecimiento de las aguas en nutrientes, bien por causas naturales o antrópicas, produciendo a la larga efectos nocivos en el ecosistema.

Mientras que este fenómeno se presenta de manera más o menos acusada en casi todos los lagos y cuencas cerradas como un síntoma de regresión, atribuible en gran medida a la acción humana, en las aguas marinas las eutrofización cultural (o antrópica) aparece solamente cerca de las costas, en mares cerrados o semicerrados relativamente pequeños y con áreas muy pobladas como en el Báltico y en algunos puertos, aunque su progreso es menor que en las aguas dulces. Fenómenos de este tipo se observan ya en varias áreas mediterráneas. en los estuarios de pequeños ríos bretones. en la rada de Marsella y en la de Hyéres.

Un aumento del aporte nutritivo provocado por las aguas residuales del metabolismo humano y vertidos industriales que utilizan sustancias orgánicas, tales como industrias alimenticias, papeleras, etc., que acarrean enormes cantidades de materias orgánicas fermentativas (DONNIER, 1972). puden aumentar la productividad de numerosos medios coste ros (AUBERT & DANIEL, 1968). Pero si el aporte es mayor que la capacidad biológica del agua, la eutrofización resultante puede ser considerada como polución. Aunque esta polución no constituye un peligro directo para la salud humana,puedeentrañar, no obstante graves perturbaciones en los ciclos biológicos de algunas especies marinas.y profundas modificaciones del medio receptor (G.I.P.M.. 1973). En efecto. el crecimiento de la población y el anterior desarrollo económico han conducido. en los últimos años. a un aumento importante en las descargas producidas al mar tanto de sustancias fecales como vertidos domésticos y aceites, comprometiendo la capacidad receptora del agua costera (STIRN, 1968; AUBERT et al., 197~).

Las sales nutritivas más importantes responsables de la eutrofización son el nitrógeno y el fósforo (VOLLENWEIDER, 1969). ALEXANDER (1971) en su «Microbiología ecológica» indica que «cuando existe suficiente luz y C02, los fosfatos y el nitrógeno regulan frecuentemente el desarrollo orgánico». El fósforo es habitualmente el factor limitante, aunque otros oligoelementos, tales como K, Mg, Fe, Cu y algunas vitaminas pueden influir también en el proceso de

eutrofización. En otras áreas. el factor limitante no es el fósforo sino el nitrógeno. Entonces la sustitución del fosfato de los detergentes por ácido nitriloacético no es sólo inoperante sino que puede agravar la eutrofización.

En un medio polucionado por materia orgánica. con una fuerte tasa de sustancias propias del crecimiento, como fosfatos. nitratos, vitaminas y fitohormonas, el fenómeno más aparente es la producción masiva anormal de microalgas. Ya NAUMANN, en 1917, explica por primera vez la relación existente entre las condiciones nutritivas y el desarrollo algal, demostrando que los compuestos del fósforo y del nitrógeno intervienen en la composición y abundancia del fitoplancton. En este medio, las diatomeas disminuyen pero se produce un crecimiento paralelo a ciertos vegetales planctónicos. tales como Peridinias y diversos flagelados. AUBERT et al., (1972) señalan que la cantidad de flagelados en agua libre es aproximadamente del 21%, mientras que en el interior de puertos que reciben desagües de aguas residuales. aumenta hasta valores del 50 a 70% y del 41-50% en el caso de las Peridinias frente al 8% encontrado en alta mar. Esta profunda modificación de la población planctónica va acompañada siempre de una intensa polución bacteriana, un aumento en la tasa de nitratos y fosfatos y una disminución de la salinidad. Cuando los Dinoflagelados pertenecen a especies que elaboran sustancias tóxicas, se produce el fenómeno se incrementa con el aumento de la temperatura, desaconsejándose el vertido conjunto de afluentes domésticos y vertidos de aguas calientes (PERES, 1980).

Este desarrollo explosivo conduce inevitablemente a la muerte masiva del conjunto del ecosistema. MUNDA (1974) observa en el Atlántico una desaparición de las algas Fucaceas (Pelvetia canaliculata, Fucus spiralis Fucus serratus, Ascophyllum nodosum y Fucus vesiculosus) de regiones polucionadas por aguas residuales, siendo reemplazadas por asociaciones de diferentes Enteromorfas, que parecen proliferar bajo la influencia de una polución moderada. Parece ser que en dichas aguas residuales existen compuestos que influyen negativamente sobre la actividad metabólica de dichas Facáceas. GIACCONE & RIZZI-LONGO (1974) estudian la evolución de la vegetación marina mediterránea en sustratos blancos y duros, encontrando una inhibición para las comunidades de sustratos blandos (Posidonia oceánica)y una regresión para los segundos cuando las aguas habían sido polucionadas orgánica mente. La polución química, a menudo superpuesta a la orgánica, origina una reducción progresiva de las comunidades de Posidonia, terminando más pronto o más tarde con la desaparición del tapiz vegetal natural.

Cuando se produce la descomposición de la masa algal por ataque bacteriano, disminuye la tasa de 02, produciéndose un medio anóxico y desarrollándose una población bacteriana anaerobia formadora de SH2, muy tóxico para las formas de vida aerobias y en particular para los peces que son destruidos en masa. Disminuye también la diversidad de las poblaciones vegetales y animales. y en el límite puede llegarse a la monoespecificidad. Tales variaciones dramáticas han sido descritas en áreas marinas relativamente cerradas (AUBERT & AUBERT, 1973), como en el Mar Negro y en muchos fiordos de Noruega. En el primer caso. el 02 desaparece de las aguas del Mar Negro desde los 150 m. o menos de profundidad en las partes centrales ya los 250 m. o más a lo largo de la costa. Por debajo de estas profundidades, la concentración de SH2 aumenta hasta el fondo. En los fiordos noruegos las corrientes pueden desplazar intermitentemente las aguas profundas ricas en SH2 a la superficie, produciendo ocasionalmente catástrofes ecológicas.

STIRN (1971) opina que el incremento de fosfatos y nitratos no siempre se corresponde con un desarrollo filoplanctónico, argumento constatado por GENOVESE (1973-1974) y GANGEMI (1973) durante la aparición del fenómeno de las aguas rojas producido por Volvocales en la zona de Calderá y en el Golfo de Patti, pues en dicho lugar, la existencia de factores físico-químicos óptimos -como la temperatura y sobre todo el mar en calma determinaron la aparición de dicho fenómeno.

Es cierto que la alta productividad de numerosos medios costeros está unido al aporte nutritivo que reciben, pero también es cierto que será necesario, en un futuro no muy lejano, resolver el problema de la eutrofización por polución y el de la productividad del mar.

Para controlar y luchar contra la eutrofización, numerosos autores como LARKIN & NORTHCOTE (1969) han propuesto diferentes medios: es preciso, primeramente, evitar el exceso de nutrientes mediante un control severo de las aguas residuales e industriales utilizando además, de manera más racional, los fertilizantes agrícolas comercializados. Otros autores como KERZAN et al., (1974) han propuesto utilizar el fenómeno de la eutrofización combinando el tratamiento de las aguas residuales a la maricultura que utilizaría entonces el potencial nutritivo de estas aguas de forma controlada.

MAREAS ROJAS.  SARCOTOXISMO

Las mareas rojas son un fenómeno accidental, algunas veces estacionario, caracterizado por una coloración súbita del mar, desde amarillo-verdoso, marrón o gris, hasta rojo vivo. PINCEMIN (1969) señala la diferencia entre «agua roja» y «marea roja», utilizando el primer término para describir el fenómeno de la coloración de las aguas, y el de «marea roja» para indicar el mismo fenómeno pero acompañado de una mortalidad de peces y mariscos principalmente.

Los organismos que provocan tanto un fenómeno como otro son Dinoflagelados (Gonyaulax, Peridinium, Gymnodinium, Glenodinium, Noctiluca, Exuviella), Chloromonadinias (Chattonella subsalsa), Ciliados (Mesodiniun), aunque los casos más generales corresponden a los producidos por Dinoflagelados (MARGALEF et al., 1955; MARGALEF, 1956; GINDLEY & SAPEIKA, 1969; MARTIN & CHATTERJEE, 1970; WHITE, 1976), y menos frecuentemente por otras algas como Trichedesmiun erythraeum encontradas en el mar Rojo y en el Golfo de California.

El fenómeno de las mareas rojas se produce con bastante rareza en aguas frías (FENCHEL, 1968), siendo más común en aguas templadas (PINTO & SILVA, 1956; MARGALEF, 1956; PINCEMIN, 1966; GRALL & LE FEVRE, 1967) y tranquilas que favorecen el crecimiento exponencial de estos organismos y su extensión. Según algunos autores (ALDRICH & WILSON, 1960) su multiplicación es más acusada cuando el medio se encuentra diluido por aportes terrestres de agua de lluvia que arrastra a su vez hacia el mar una importante cantidad de materia orgánica y sales minerales, que aumenta considerablemente los elementos nutritivos existentes en dicho medio.

La coloración de aguas puede ser visible durante todo el día, principalmente al mediodía. De noche, algunos tipos de mareas rojas presentan fosforescencia (PINTO, 1949).

Después de un cierto tiempo más o menos largo, el fenómeno se disipa, a menudo rápidamente, al cambiar las condiciones hidrológicas que lo produjeron (como en el caso de la bahía de Vigo en 1955) o porque ya no se produce aporte de nutrientes.

Las mareas rojas producen en ciertos casos una mortalidad importante de peces, mariscos y algunas veces de aves ictiófagas (DE SILVA, 1962; REISH, 1963; REID, 1980), que son arrojados a las playas o puertos sufriendo el habitual proceso de putrefacción con desagradables olores. GATES & WILSON (1960), observan in vitro cómo un cultivo de Gonyaulax monilata provoca la muerte de Mugil cephalus en menos de cuatro horas y media. La ingestión por parte del hombre de mariscos (principalmente mejillón) que han resistido a las mareas rojas provocadas por Gonyaulax centenella y Gonyaulax tamarensis produce mitilotoxismo, toxicidad caracterizada por una debilidad de los miembros, vómitos, sensación de ingravidez, parálisis periférica, y en casos graves, muerte por síncope respiratorio.

Los primeros brotes de «intoxicación paralítica por moluscos» fueron descritos en Europa en el año 1689. De todos ellos, posiblemente el de Wilhelmsha-

ren en 1885 sea el más característico y donde se inició el estudio para la resolución del problema del envenenamiento por mejillones, llegándose a identificar el tóxico específico al que se le llamó «mitilotoxina». Desde 1689 hasta nuestros días se han contabilizado 190 casos con 49 defunciones por ingestión de mejillón (Mytilus edulis) expuesto a una marea roja (HALSTEAD, 1965).

Así, pues, las especies del género Gonyaulax elaboran un alcaloide termoestable soluble en agua y en metanol, la saxitoxina, que se concentra en los tejidos del mejillón (principalmente en el hepatopancras) o de cualquier marisco contaminado (NEEDLER, 1949; BOURNE, 1965; GRINDLEY & NEL, 1970). Cuando el hombre los ingiere, puede presentarse el síndrome característico descrito anteriormente, aunque el tiempo transcurrido entre la ingestión y la aparición de los síntomas es variable, pero a menudo corto, no más de media hora. Sin embargo, en la intoxicación producida en Vigo en 1955 el intervalo fue hasta de 6 horas (GESTAL et al., 1978).

La «marea roja» no debe ser considerado como un fenómeno antiguo, anormal y extraño ausente de nuestras costas o de áreas cercanas, pues existen numerosos casos descritos en los últimos 12 años. En Mayo de 1968 aparece un brote en el Noreste de Inglaterra con 78 casos de intoxicación. En la misma región se encontraron nuevamente mariscos tóxicos durante la primavera y el verano de 1969 y 1970. En 1972 se observa marea roja en las costas de Maile, New Hampshire y Massachusetts, registrándose 27 casos de parálisis (Crónica de la O.M.S.).

En Octubre de 1976 se produjeron intoxicaciones por mejillón recogido con bateas en la zona de El Grove (Pontevedra). Durante dicho mes no se produjo en esa zona marea roja de un modo claro y fanifiesto, pero 2 meses antes se había observado de noche a lo largo de la costa de la ría de Corcubión, una luminiscencia verdosa en las zonas de rompiente del mar así como en las pisadas dejadas en la arena mojada (GESTAL et al., 1978). Se cree que la toxicidad pudo producirse por Gonyaulax tamarensis, pues ya anteriormente se había señalado su presencia en la ría de Vigo (MARGALEF et al., 1955)

La desintoxicación de los moluscos de manera natural, una vez que han desaparecido los Dinoflagelados tóxicos de las aguas, se produce en períodos de tiempo a veces breves (como en el caso de Mytilus edulis), si bien otras especies tardan meses (Crassostrea virginica) o incluso 1 año o más (Spisula solidissima y Placopecten magellanicus).

Además de las intoxicaciones producidas por ingestión de mariscos, tenemos que nombrar las producidas por ingestión de peces normalmente comestibles e incluso apreciados. pero que se vuelven tóxicos al alimentarse de determinadas algas azul-verdosas o de Dinoflagelados característicos de las mareas rojas, acumulando así en sus tejidos la saxitoxina producida (MIRA, 1969). La sintomatología es parecida a la producida por ingestión de marisco contaminado. Así en Julio de 1977 se producen 3 muertes en Italia por ingestión de rape, Aunque no se conoce con exactitud la causa de dichas muertes, se creen fueron producidas por la saxitoxina presente en moluscos contaminados ingeridos anteriormente por el pejesapo.

Igualmente se cree que el Clupeotoxismo (Ictiosarcotoxismo esporádico debido a la ingestión de especies de la familia Clupeidae como sardina yanchoa) podría proceder a la alimentación ocasional del pez con Dinoflagelados tóxicos (MIRA, 1970).

No es necesario el fenómeno de la marea roja para que un área marítima esté contaminada por Dinoflagelados tóxicos en cantidad suficiente para envenenar a los mariscos que en ella viven. En el Pacífico pueden darse casos de intoxicación paralítica sin que previamente se haya observado el fenómeno de la marea roja. Esta característica es más propia de bahías o de aguas resguardadas de las costas del Canadá y California (PRAKASH et al., 1971), encontrándose que en la bahía de Fundy la toxicidad de los mariscos era provocada por Gonyaulax tamarensis..

Por último hemos de recalcar que los Dinoflagelados provenientes de mareas rojas pueden ser arrastrados por los aerosoles marinos provocando a veces irritaciones respiratorias. (MIRA, 1970).

©María Dolores SAN MILLAN & Miguel IBAÑEZ, 1981

Bibliografía no incorporada en la versión electónica