Nota de investigación

 

Consideraciones para el diseño de un programa de monitorización de los efectos biológicos del vertido del Prestige

 

Considerations in the design of a monitoring program of the biological effects of the Prestige oil spill

 

A. Carballeira

 

Grupo de Ecotoxicología - Área de Ecología Facultad de Biología Universidad de Santiago de Compostela 15782 S. de Compostela (A Coruña), España. E-mail: bfalejo@pop.usc.es

 

Recibida en enero de 2003;
aceptada en febrero de 2003.

 

Introducción

La evaluación o vigilancia ecotoxicológica de una situación ambiental requiere la medición de una multiplicidad de parámetros tomados de manera y en cantidad suficiente para que permitan extraer conclusiones robustas a través de un análisis estadístico correcto. Pero además, para conseguir una idea comprensiva del conjunto de relaciones establecidas entre los parámetros es preciso contar con una aproximación conceptual. Para estos propósitos es muy apropiada y recomendable la aproximación TRIAD (Chapman, 1996; 2000) ya utilizada en la costa española con anterioridad (DelValls et al., 1998). Esta aproximación fue aplicada a diversidad de situaciones acuáticas incluida la contaminación con hidrocarburos (Chapman, 1991), e involucra tres ejes o componentes, análisis químico de los contaminantes, indicadores de toxicidad e indicadores ecológicos (fig. 1), los cuales necesitan ser combinados adecuadamente para conseguir una evaluación integrada de la situación ambiental. De manera aislada, o desequilibrada, no se podrá disponer de la información buscada puesto que la aproximación TRIAD aporta mas información que la procedente de la suma de los componentes tomados aisladamente.

Ante situaciones catastróficas como las mareas negras es normal que se movilicen todos los recursos disponibles y que se actúe en los tres componentes indicados, pero no es habitual que esto se haga de forma coordinada. En consecuencia, a pesar de aumentar inexcusablemente el esfuerzo y el coste, se pierde la oportunidad de obtener información muy valiosa.

El método triaxial, aplicado a la contaminación por hidrocarburos en un área tan extensa como la afectada por el derrame del Prestige, debe seleccionar lo más adecuadamente posible lo que se va a estudiar en cada eje (fig. 2).

Dentro de los ecosistemas marinos, las comunidades endo y epi bentónicas son las más expuestas y a más largo plazo a los contaminantes, pues los sedimentos actúan como pozos donde acaban la mayoría de los contaminantes vertidos a la columna de agua. También es cierto que, en determinadas ocasiones, los sedimentos pueden actuar como fuente de contaminación, por difusión o por resuspensión, debido a procesos de bioturbación, corrientes, acción mareal, dragados, etc., principalmente en las áreas costeras más someras. Los procesos de removilización de los contaminantes, remoción y liberación, son muy complejos dependiendo del tipo de contaminante, de la naturaleza de los sedimentos y de los factores ambientales, incluida su variabilidad temporal. Así, se observaron repuntes de contaminación meses después del desastre, ligados a efectos mareales, en el caso del Erika (Burgeot, 2001) y, a la remoción de fondos por la extracción de arenas, en el caso del Aegean Sea (MMA, 1993).

 

Eje I: Concentración de hidrocarburos aromáticos policíclicos (PAHs, por sus siglas en inglés) en medio y organismos (estima de la toxicidad potencial)

Los PAHs se consideran contaminantes persistentes de origen antrópico con efectos biológicos a largo plazo. Aunque existen numerosos trabajos que intentan establecer los rangos de concentraciones de los contaminantes en el medio, agua o sedimentos (Long et al., 1995; DelValls y Chapman, 1998) con efectos biológicos adversos, la primera aproximación realista al estudio de los posibles efectos de los contaminantes es la evaluación de su acumulación en los organismos, puesto que integra la acción de los diferentes factores que controlan su biodisponibilidad. Para obtener una imagen integrada de la toxicidad potencial se puede hacer uso del concepto de tóxico equivalente (TEQ), aplicado a las concentraciones de PAHs determinadas en medio u organismos. En este caso, para calcular las unidades PAHs-TEQ se debe utilizar como referencia un hidrocarburo del que se disponga amplia información toxicológica (i.e. benzo(a)pireno). Pero dado que los efectos de los PAHs pueden ser debidos, en mayor medida a los compuestos biotransformados (Michel et al., 1995) que a los originales, en caso de concentraciones bioacumuladas se pueden sesgar las interpretaciones. Una solución consiste en ampliar las determinaciones analíticas de los PAH-metabolitos. Otra opción es recurrir, como un descriptor del grado de exposición a los tóxicos petroquímicos, a la bioacumulación de un marcador del tipo de fuel. Por ejemplo, en el caso del Prestige, al factor de contaminación (concentración corporal observada/ concentración corporal de referencia¹) de arsénico, níquel, vanadio y titanio, o a la alteración de las relaciones entre concentraciones corporales.

Las predicciones QSARs (Quantitative Structure-Activity Relationships) para PAHs no están bien desarrolladas. La principal QSAR para PAHs es el coeficiente de reparto octanol-agua (Kow), que depende de su peso molecular, permite explicar la bioconcentración de la fracción soluble, por ejemplo en autótrofos (algas). Pero, al depender la bioacumulación en heterótrofos de las ofertas relativas de PAHs en las diferentes vías de entrada (agua, material particulado, alimento/presa), las predicciones basadas en las QSARs suelen tener menos éxito.

En cambio, las concentraciones relativas de los PAHs, tetra, penta y hexa-aromáticos, en medio y organismos, permiten evaluar su movilidad, biodisponibilidad y metabolización. La relación entre BeP/BaPóbenzo(e) y (a)pireno, respectivamenteóes un índice de la posible metabolización de los PAHs por los organismos, pues suele ser inferior en el medio y aumentar con el nivel trófico (Fernández et al., 1997).

La mayoría de los PAHs del vertido del Prestige son de peso molecular de intermedio a alto. Este tipo de PAHs no suelen mostrar toxicidad aguda dentro de sus límites de solubilidad en el agua. Sin embargo, es necesario advertir que ciertos PAHs pueden aumentar su peligrosidad por fotomodificación, lo que ya ha sido demostrado anteriormente mediante experimentos de laboratorio. Pelletier et al. (1997; 2000) comprueban que antraceno, fluoranteno y pireno incrementan altamente su toxicidad (LC50/12 a 50000) sobre larvas y embriones de invertebrados marinos. Esto es particularmente peligroso para los organismos que viven en la franja intermareal o cerca de la capa superficial del agua.

 

Eje II: Evaluación de la toxicidad (biomarcadores, bioensayos y estudios epidemiológicos)

La exposición de los ecosistemas a hidrocarburos, tras un vertido accidental de petróleo como el del Prestige, causa una serie de daños ambientalesóunos muy evidentes y en corto plazo y otros insidiosos a largo plazoóde tal forma que no es suficiente detectar la presencia de contaminantes en el medio y en los organismos; además, es necesario comprobar los efectos provocados a todos los niveles, desde alteraciones moleculares a ecológicas, para poder evaluar el daño real causado y el tiempo que se necesita para su rehabilitación.

En general, bivalvos, crustáceos decápodos, anfípodos y equinodermos son los animales más sensibles a los PAHs, destacando las actinias y anémonas entre los resistentes. Los peces al tener fuerte movilidad huyen, aunque algunos pueden ser dañados por ser territoriales. Se ha comprobado que las zonas con contaminaciones crónicas dan lugar a un aumento en la frecuencia de tumores en peces y neoplasias en bivalvos. Entre las macroalgas marinas, las especies más sensibles son Fucus spp., Ulva spp. y Pelvetia spp., mientras que Laminaria spp., Chondrus spp. y Ascophyllum spp. son más resistentes.

Biomarcadores

Moluscos y anélidos han sido sujetos de la mayoría de los estudios sobre biomarcadores en medio marino debido a su facilidad de muestreo, por ser sésiles, por su tamaño y morfología, y porque muchos de ellos son especies cultivadas. Son estas últimas especies (mejillón, almeja, ostra, berberecho, etc.) las que reciben más atención, junto con algunas especies de peces como las platijas.

El estudio con biomarcadores de los efectos debidos al vertido de petróleo del Aegean Sea (Cinta et al., 1993) se realizó en tres especies de bivalvosómejillón de roca, almeja babosa y berberecho-, aplicando los índices bioquímicos: sistema MFO, enzimas antioxidantes, enzimas fase II (glutatión-S-transferasa) y peroxidación de lípidos. Los resultados obtenidos apoyan el uso de citocromo P450 total y de la proteína CYPIA como biomarcadores de exposición a productos petrogénicos en bivalvos, detectándose diferencias significativas en los niveles de estas enzimas, entre la zona más próxima del vertido y el resto de estaciones. Los efectos deletéreos se pusieron de manifiesto por los elevados niveles de peróxidos de lípidos detectados seis meses después del vertido.

La disrupción endocrina (ED), o interferencia de compuestos ambientales sobre el comportamiento normal del sistema endocrino (hormonal), afecta claramente a las poblaciones de invertebrados, sobre todo a gasterópodos prosobranquios. Existen hidrocarburos capaces de mimetizar las hormonas de invertebrados y vertebrados, alterando su funcionamiento. El fenómeno de intersex en Littorina es utilizado en este sentido, pero en Galicia existe amplia información sobre la estructura poblacional y la aparición del fenómeno imposex en Nucella lapillus como biomarcador de contaminación, con campañas realizadas recientemente que nos informan de su situación en todo el litoral (Quintela, 2002).

El sistema enzimático MFO (función oxigenasa mixta) es la primera vía de detoxificación de numerosos contaminantes orgánicos (PAHs, PCBs). El citocromo P450 1A1 (CYPIA1) es el componente terminal del sistema MFO, y la actividad de la Etoxiresorufin-O-dietilasa (EROD) es CYPIA1-dependiente. Por ello, la EROD representa un buen marcador de la inducción de la MFO. Además, la inducción de la MFO para la detoxificación puede traer efectos perjudiciales: (1) muchos compuestos carcinogénicos y genotóxicos solamente adquieren formas activas después de su transformación por la MFO (i.e. formación de benzo(a)pireno diol-epóxido, a partir de un precursor); (2) sustancias esenciales de tipo endógeno, como muchos esteroides, pueden estar regulados por el sistema MFO, y niveles elevados del mismo pueden determinar funcionamientos anómalos en el crecimiento y la reproducción.

La medida de la EROD en peces es un elemento importante en el programa de monitorización del Centre for Environment, Fisheries and Aquaculture Science, (CEFAS) del Reino Unido, y es considerado un monitor de exposición a la contaminación e indicador de problemas potenciales futuros en la salud de las poblaciones de peces. CEFAS utiliza habitualmente como organismos centinela a Limanda limanda, Pleuronectes platessa y Platichthys flesus. Un problema es que la actividad EROD está afectada por factores ambientales, pero sobre todo por la actividad reproductora. Cuando se realizan estudios sincrónicos esto no tiene mucha importancia, pero si los datos proceden de diferentes épocas del año, es necesario normalizarlos. El estudio realizado por CEFAS recopilando información respecto a los PAHs durante la segunda mitad de los noventa, en 87 localidades del Reino Unido, concluye que la información sobre los efectos, mediante biomarcadores, fue insuficiente para extraer conclusiones generales (CEFAS, 2000). Por otro lado, los ensayos EROD, en L. limanda y P. platessa, fueron empleados para valorar la extensión afectada por PAHs derivados del vertido del Sea Empress (1996) y se observó como la actividad EROD varió fuertemente, según la fecha del muestreo en la zona afectada, muy por encima del ruido estacional normal.

La disrupción endocrina también afecta a las poblaciones de vertebrados. Existen sustancias capaces de mimetizar las hormonas femeninas de los vertebrados (estrógenos), causando la feminización de peces machos y de otros organismos. La feminización involucra la síntesis de un precursor natural, la proteína vitelogenina (VTG), y la condición inducida es conocida como ovotestis. Los peces en este estado se conocen como intersexo, aunque genéticamente permanecen como machos. Este proceso puede reducir la probabilidad de reproducción de las poblaciones de peces. Para investigar el grado de feminización y otras condiciones intersexo, se toman medidas sobre relación entre sexos, pesos gonadales, análisis de determinados compuestos (esteroides) en hígado y VTG en plasma².

Bioensayos

Durante las últimas dos décadas se han desarrollado numerosos bioensayos, más o menos estandarizados, para estudiar los efectos de los contaminantes, localizados en el agua o en los sedimentos, utilizando adultos, larvas o embriones de numerosos organismos marinos, pelágicos y bentónicos, como: anfípodos, poliquetos, copépodos, anélidos, moluscos, peces, etc.

La selección de los organismos tests es determinada por su relevancia, prevalencia, accesibilidad, simplicidad de mantenimiento y cultivo, bajo coste, y efectos de fácil observación y cuantificación.

Actualmente son numerosísimas las técnicas de biomarcadores y bioensayos, desarrolladas y estandarizadas en mayor o menor grado, para aplicar en programas de biomonitorización marina, como se puede ver en el resumen (tabla 1) de las conclusiones extraídas por los grupos de trabajo sobre efectos biológicos de los contaminantes (Working Group on Biological Effects of Contaminants, WGBEC) en medio marino, en distintas conferencias³ del International Council for the Exploration of the Sea (ICES). Se considera que todos los métodos recomendados cumplen con los requisitos de: haber sido ensayados en condiciones de laboratorio y campo; dar relaciones dosis-respuesta o concentración-respuesta satisfactorias y éstas son conocidas para un número razonable de contaminantes; que su sensibilidad sea comparable a las técnicas ya conocidas; que su protocolo sea aprobado por WGBEC y publicado por ICES.

Entre los bioensayos mencionados, los realizados con algas son muy populares. Mientras las microalgas (Chlorella, Phaeodactylum, Scenedesmus, Selenastrum, etc.) son utilizadas preferentemente en tests toxicológicos, las macroalgas lo son como bioacumuladores, informando de la fracción soluble (Carballeira et al., 2000) pero también han sido utilizadas como especies-test frente a hidrocarburos (Zambrano y Carballeira, 1999).

Los bioensayos de comportamiento dan excelentes resultados, destacando los tests de aclarado⁴ aplicados a moluscos bivalvos para evaluar la calidad del agua, y los de enterramiento, realizados con moluscos bivalvos o crustáceos (Corophium) para la evaluación de la calidad del sedimento. Ambos métodos permiten evaluar tanto toxicidades subletales (comportamiento) como letales (supervivencia) y son aplicables tanto in vitro como in situ. Aunque estos métodos están homologados, es conveniente adaptarlos a las especies y tipos de ambientes de cada región. Así, para las costas de Galicia los organismos a ensayar en los tests de enterramiento preferentemente son las especies de almeja de alto interés económico (Venerupis decussata, V. pullastra y Ruditapes philippinarum). Cada especie presenta un comportamiento y unos requerimientos ecológicos diferentes. De esta forma, al desarrollar el test con las tres especies se aumenta la precisión del método por ajustarse mejor a cada circunstancia ambiental (Kaschl y Carballeira, 1999).

La mayoría de los trabajos de evaluación de la calidad del agua marina se vienen realizando con embriones de erizos y de moluscos bivalvos, sobre lo que existe buena experiencia en laboratorios de nuestra comunidad. Incluso se han desarrollado con éxito métodos alternativos, como es el caso del bioensayo realizado con gametos, embriones y larvas de ascidia solitaria (Ciona intestinalis) (Bellas, 2001).

Independientemente de los biomarcadores o bioensayos utilizados en un programa de biomonitorización es conveniente transformar los resultados obtenidos a unidades tóxicas equivalentes (BIO-TEQs), a modo de control positivo, frente a un tóxico determinado. El objetivo de los BIO-TEQs junto a los PAHs-TEQs es integrar la información y facilitar la obtención de correlaciones entre componentes y ejes del método TRIAD.

Técnicas epidemiológicas

Existen otras técnicas de biocontrol de tipo epidemiológico y de compleja estandarización, por lo que es necesario que sean aplicadas por personal experto, sobre las que habitualmente no se dispone de niveles de referencia locales, pero aun así son de gran utilidad, como: (1) el examen histopatológico de peces e invertebrados (lesiones toxicopáticas, preneoplasias y neoplasias, índices de parasitismo, etc.). En este grupo se pueden incluir los fenómenos antes mencionados de imposex e intersex y la frecuencia de aparición de micronúcleos, fundamentalmente en moluscos; y (2) la frecuencia de asimetrías fluctuantes y la probabilidad de aparición de deformidades son buenos índices de condiciones de estrés y de presencia de contaminantes no específicos que exhiben propiedades geno-tóxicas (teratogénicas, mutagénicas y/o carcinogénicas). Los grupos de organismos utilizados en estos estudios son muy diversos: esqueletos de foraminíferos y equinodermos, crustáceos, peces, aves y mamíferos marinos (Servia, 2001).

Ambas técnicas suministran información sobre daños netos ocasionados a las poblaciones, frente a los daños potenciales que revelan la mayoría de los biomarcadores disponibles⁵. La aproximación eco-epidemiológica, muy útil en el caso del Prestige porque permite identificar los sectores más afectados y los efectos a largo plazo, y su aplicación se puede simplificar seleccionando entre las especies comerciales, aquellas ecológicamente más relevantes y/o sobre las que se dispone de más conocimiento en general y sobre los útiles niveles de referencia pre-actividad. De todos modos, siempre se podrán utilizar los datos obtenidos para establecer comparaciones entre estaciones ecológicas y a través de su evolución en el tiempo.

 

Eje III: Evaluación de la integridad ecológica

La mayoría de los estudios sobre integridad ecológica en medio marino (evaluación de efectos de vertidos urbano-industriales, mareas negras, dragados, etc.) se centran en el estudio de las biocenosis bentónicas marinas, utilizando primordialmente los invertebrados (macro y meio bentos) de fondos blandos.

Dentro del continuum del medio marino, existen unos gradientes ambientales principales (salinidad, profundidad, tipo de sustrato, grado de exposición) que van a crear patrones de distribución naturales de especies y comunidades bénticas. Para evaluar los efectos de una contaminación en medio marino, a nivel de estructura y composición de estas comunidades, es necesario tener un conocimiento, más o menos amplio, del tipo de comunidad que debería existir de no haberse producido la perturbación. Para ello, hay dos opciones: una, que haya estudios previos de las localidades afectadas y, dos, realizar estimas por comparación con escenarios semejantes geográficamente próximos sobre que tipo de comunidad debería habitar el lugar en estado prístino o antes de haberse producido la nueva alteración. Desde los años setenta, se vienen realizando numerosos y tediosos estudios sobre macro-zoobentos por todo el litoral de Galicia, de tal forma que están perfectamente cubiertos los niveles de referencia que se necesitan. Además, existen estudios específicos de efectos de mareas negras sobre las comunidades bentónicas de nuestro litoral (Mora et al., 1993a, b; López-Jamar et al., 1993).

La estructura de las comunidades puede ser descrita y cuantificada mediante diferentes parámetros, tales como dominancia, biomasa, niveles tróficos, etc., que pueden ser utilizados como criterios (end points) para evaluar cambios (antes-después) o comparar escenarios. Pero la obtención de estos parámetros suele ser compleja, costosa y lenta. Por ello es muy importante decidir que tipo de datos tomar (componentes, atributos, nivel taxonómico,...) que no supongan una pérdida gruesa de información y que se ajusten al procedimiento analítico que se vaya a emplear (Warwick, 1993). En este campo existe mucho debate entre ecólogos y gestores respecto a la operatividad de las diferentes aproximaciones.

Debido a la gran extensión de costa afectada por el vertido del Prestige, consideramos que un estudio extensivo espacio-temporal, debe centrar los esfuerzos en el seguimiento de las poblaciones de especies indicadoras específicas para este tipo de impacto, especies con sensibilidad conocida frente a los hidrocarburos, gracias a los estudios antes mencionados. Cambios de distribución y abundancia de las especies indicadoras, cambios entre grupos de especies de diferente sensibilidad, comparación con datos normalizados (curvas ataxonómicas) de las poblaciones de estas especies, etc., podrían informar con suficiente precisión y fiabilidad sobre las alteraciones de los ecosistemas afectados. De esta forma se pueden derivar esfuerzos hacia una mayor densidad de muestras, en el espacio y en el tiempo, con la idea de obtener resultados mas robustos sobre la inercia y resiliencia de estas comunidades frente a esta catástrofe.

Estos estudios de integridad ecológica se verían reforzados por los resultados de los estudios epidemiológicos y, especialmente, con el test PICT (Pollution-Induced Community Tolerance). Este test de toxicidad a nivel de comunidad, realizado con las comunidades nativas del endo-bentos y con diseños sencillos de tipo funcional (i.e. respirometría), pueden suministrar una información tóxico-específica complementaria, muy valiosa y a bajo coste. La diferente respuesta funcional entre las comunidades expuestas y las no expuestas, y de la misma comunidad en el tiempo, a la contaminación petroquímica propia del Prestige reflejaría el grado adaptativo que es proporcional al daño sufrido. Es decir, el incremento de tolerancia es el resultado de cambios en la composición específica, la aclimatación individual y los cambios genéticos de las poblaciones que forman la comunidad original, inducidos por la exposición a los hidrocarburos. Las pruebas PICT se pueden asimilar a una medida de la respuesta inmunológica a nivel de comunidad, con propiedades retrospectivas tóxico-específicas (Molander, 1991).

Ecosistemas pelágicos

Mientras que existe amplia metodología para evaluar los efectos biológicos de los contaminantes petroquímicos sobre ecosistemas bénticos, habitualmente los mas afectados, la relativa a ecosistemas pelágicos es escasa. Evidentemente las técnicas de biomarcadores y los ensayos de toxicidad antes comentados son validos para evaluar la calidad del agua de estos ecosistemas. Sin embargo, existen diferencias importantes: en el medio pelágico la calidad del agua puede variar sustancialmente con el tiempo; los organismos se desplazan con el agua (plancton) o se desplazan fuertemente entre las aguas (necton); mientras que el plancton suministra pequeñas muestras que dificultan su análisis químico, el necton integra grandes masas de agua, pero no representa bien la calidad de su localización.

Los trasplantes de organismos en jaulas puede ser una buena aproximación para la biomonitorización de la zona donde se hundió el Prestige, mientras siga vertiendo fuel. En este sentido el proyecto que viene desarrollando el grupo de trabajo del ICES sobre los efectos de los contaminantes sobre las comunidades pelágicas resulta muy instructivo (Hylland, 2000). El objetivo consiste en seleccionar una metodología para detectar los efectos biológicos de los contaminantes derivados de actividades petrolíferas (plataformas) que puedan ser aplicados en futuros programas de monitorización. El diseño experimental consiste en la realización de transplantes en jaulas de diferentes organismos (Gadus morhua, Gasterosteus aculeatus, huevas de Clupea harengus y Mytilus edulis). Además de analizar los efectos en los organismos trasplantados, se caracteriza la calidad biológica del agua mediante tests in vitro, como los indicados anteriormente (biomarcadores y tests de toxicidad), y tests in situ de desarrollo embrionario y mortalidad larvaria de arenque. Paralelamente se estudian numerosos organismos planctónicos recolectados en el entorno de las jaulas. Lamentablemente las conclusiones finales sobre la batería de tests capaz de eliminar redundancias en la información suministrada por las numerosas pruebas utilizadas, pero que cubran el espectro más amplio posible de contaminantes, aun no están publicadas.

 

Consideraciones sobre un sistema integrado de biomonitorización del vertido del Prestige

La complejidad de técnicas y aproximaciones que pueden ser empleadas en la biomonitorización del medio marino, junto a la extensión y diversidad de espacios afectados por el Prestige, obligan a dirigir el esfuerzo adecuadamente, simplificando desde la toma de muestras hasta las determinaciones químicas y biológicas. En primer lugar, hay que simplificar la heterogeneidad espacial en unos pocos tipos de hábitats representativos de la totalidad y afinar el seguimiento temporal, programando apropiadamente cada tipo de prueba.

En cada hábitat tipo es necesario seleccionar las especies más representativas para su análisis químico-biológico, y a igual esfuerzo conviene simplificar las determinaciones a favor de las réplicas para conseguir resultados robustos. Así, en el ámbito de las pruebas de toxicidad se puede optar por una batería mínima capaz de evaluar la calidad del agua y de los sedimentos marinos.

Recientemente en Alemania⁶ se plantean cual sería la batería mínima de ensayos (minimal marine test set) para evaluar la calidad de sus ecosistemas marinos. Los criterios utilizados para seleccionar los bioensayos fueron: que las especies deben representar diferentes taxones y niveles tróficos para cubrir las diferentes vías de entrada de los tóxicos, y ser nativas; ser sensibles a un amplio espectro de contaminantes; y los tests deben estar estandarizados, ser razonablemente prácticos y sus costes adecuados a los resultados.

La propuesta más simple, quizás excesivamente simple, consistió en tres bioensayos, dos para evaluar la calidad del agua (reducción de luminiscencia de la bacteria Vibrio fischeri e inhibición del crecimiento de la microalga Phaeodactylum tricornutum Bohlin) y uno para evaluar los sedimentos (supervivencia y enterramiento del anfípodo Corophium volutator Pullas).

En la actualidad en España existe una batería de bioensayos para determinar la toxicidad y bioacumulación producida por contaminantes asociados a sedimentos acuáticos que se está utilizando con éxito en la caracterización de sedimentos de estuarios y marinos (tabla 2, DelValls et al. en prensa; www.uca.es/Facultad_ccmar/rcmarinas).

En el diseño de un programa de seguimiento se debe tener en cuenta el equilibrio entre especificidad y relevancia ecológica. Quizás no importe tanto la especificidad si las pruebas fueran seleccionadas adecuadamente hacia el tipo de contaminación a vigilar. Sin embargo, sí que interesa combinar equilibradamente los diferentes niveles de relevancia (controlando las fuentes de variabilidad) y observar la evolución de los parámetros para saber el sentido (rehabilitación/empeoramiento) y la elasticidad de la respuesta de cada jerarquía biológica (fig. 3).

Dentro del contexto definido por el tipo y la extensión del impacto ocurrido, el estado de conocimiento de los ecosistemas afectados y la experiencia de los grupos de investigación regionales, consideramos que se deberían priorizar las técnicas de biomonitorización recogidas en la tabla 3.

Este diseño de estudios, estrictamente marinos, es necesario acompañarlo de otros sobre ecosistemas adyacentes como estuarios, lagunas costeras, marismas, zonas supralitora-les de las playas, etc., que son también vulnerables a la contaminación petroquímica del Prestige, y en los que muchas poblaciones de aves, peces, crustáceos, etc. desarrollan parte de su ciclo vital e interaccionan con otras especies propias de estos hábitats.

También estos estudios de evaluación de riesgos del Prestige requieren completar la información sobre aspectos tales como capacidad del medio para la inmovilización de los contaminantes, capacidad de la microbiota (de sedimentos y agua) para metabolizar las sustancias vertidas, análisis de los productos modificados (fotoquímica, biodegradación), etc.

 

Conclusiones

La gran superficie afectada y la diversidad de hábitats existentes exige:

• Optimización de todas las técnicas de estudio a emplear en la red de vigilancia. Esto requiere un adecuado ajuste del esfuerzo de muestreo espacio-temporal en todos los estudios, reducción de los costes de los análisis químicos y de biomarcadores orientándolos de manera precisa, una batería de bioensayos mínima, pero que cubra todas las posibles respuestas biológicas esperadas, estudios de integridad ecológica operativos, planteamientos efectivos de menor coste, etc.

• Aunque estos desgraciados accidentes permiten aumentar el conocimiento científico sobre las respuestas de las poblaciones y los ecosistemas, lo que no ha de ser desaprovechado, es necesario que el gran esfuerzo investigador a emplear esté fuertemente coordinado entre todos los estamentos participantes y que cada estamento/grupo de trabajo priorice los estudios multidisciplinares frente a sus inquietudes científicas particulares. Una buena coordinación reduce el esfuerzo colectivo y de esta forma, además de poder extraer mejores conclusiones, se pueden liberar más recursos hacia propuestas de trabajo más básicas o singulares.

• El conocimiento del medio, la necesidad de realizar ensayos in situ o in vitro lábiles (escaso margen de tiempo disponible entre muestreo y determinación, necesidad de almacén en nitrógeno liquido,...), los costes de desplazamiento, etc., aconsejan asignar prioritariamente (incluso animar a participar) a los grupos de investigación gallegos en todas aquellas tareas en las que sean expertos, reservando la solicitud de ayudas a otros grupos de investigación. En nuestra comunidad existe un amplio abanico de profesionales⁷ que pueden dar buen cumplimiento a la mayoría de los trabajos a realizar. Además cuentan con el apoyo de colegas pertenecientes a prestigiosos centros de investigación nacionales y extranjeros.

• A lo largo del periodo de estudio, el cual se prevé amplio, los diferentes grupos de investigación deberían suministrar los resultados obtenidos a una comisión de coordinación de las investigaciones científicas sobre la vigilancia de los efectos del Prestige, con el objeto de proceder a su análisis y al posible replanteo de las estrategias de trabajo (bioensayo en continuum).

• Esta comisión de investigación coordinadora deberá informar a los poderes públicos de la marcha de los estudios, de cambios de estrategias, contingencias y, sobre todo, de todos aquellos aspectos que afecten a la salud pública y de los ecosistemas.

• Un producto final muy deseable sería, aprovechando la oportunidad que nos da un estudio de esta envergadura, sobre la base de los conocimientos y habilidades adquiridos y de las relaciones causales establecidas, diseñar e implantar una excelente Red de Vigilancia del Litoral, estable y realista para nuestros ecosistemas.

 

Notas en el texto

¹ Desde hace unos años el Gobierno Autonómico a través de su Consellería de Medio Ambiente (Xunta de Galicia), en colaboración con el Grupo de Ecotoxicología de la Universidad de Santiago de Compostela, viene desarrollando el Banco de Especímenes Ambientales de Galicia (Carballeira y Aboal, 2000). La última campaña litoral del BEAG se realizó en el verano del 2001 en 42 localidades distribuidas por toda la costa gallega. Por tanto, mediante esta herramienta ambiental se dispone de material reciente sobre especies pertenecientes a distintos tipos tróficosómacroalgas, filtradores, detritívorosóen el que se puede determinar con precisión los niveles de referencia de los contaminantes antes del accidente del Prestige. La comparación de los niveles suministrados por el BEAG con los resultados de sucesivos análisis permitirán decidir cuando se ha completado la detoxificación de los organismos. La rehabilitación de los ecosistemas es un proceso posterior.

² La necesidad de clarificar ciertas cuestiones, tales como: ¿Cúales son las principales sustancias estrogénicas en los estuarios? ¿Cúales son sus fuentes? ¿Qué implicaciones reales tienen sobre las poblaciones de peces, crustáceos, moluscos, etc.?, llevaron al OSPAR (Oslo and Paris Commissions) a redactar el programa JAMP (Assessment and Monitoring Programma), donde se incluyen estos y otros aspectos relacionados con la contaminación de estuarios y costas europeos. Entre los aspectos relacionados se está estudiando la incidencia de biomarcadores externos de enfermedades y patologías hepáticas (ulceraciones y papilomas epidérmicos, linfocistes, nódulos macroscópicos en hígado e hiperpig-mentación) en especies estuáricas o costeras y en especies comerciales de bajura y altura.

³ Hylland, K. (2001): Biological effects of contaminants in pelagic ecosystems: A practical workshop. (ICES ASC 2000 CM 2000/s:05) Annual Sci. Conference. Bruges, Belgium. ICES-WGBEC report (2002): Biological effects of contaminants(CM 2002/E:02), Annual Sci. Conference. Murcia, España.

⁴ En el caso del Aegean Sea, éste fue el único bioensayo (score for growth) realizado, con Mytilus galloprovincialis, que presenta la ventaja de informar sobre toxicidad subletal y al mismo tiempo sobre pérdidas de productividad acuícola en una especie tan representativa de nuestros ecosistemas (Larretxea y Pérez-Camacho, 1993).

⁵ La mayoría de los biomarcadores, bioquímicos o moleculares, de efectos presentan el inconveniente de que son altamente especulativos por ser poco realistas las condiciones experimentales, y por la alta variabilidad natural que necesita ser eficientemente modulada, tanto en el tiempo como inter e intrapoblacionalmente. Es decir, en condiciones naturales es muy difícil interpretar los cambios (aumento o disminución) de los datos suministrados por este tipo de biomarcadores. La mayoría de estos biomarcadores, en el estado de desarrollo actual, sólo son válidos en condiciones de laboratorio (in vitro) con especies test y otros están limitados por su alto coste. Su atractivo se basa, uno, en el carácteró también discutidoóque se les atribuye de bioindicadores tempranos (primeros síntomas) y, dos, por su asimilación a los análisis químicos convencionales, dando una imagen simplificadora de las respuestas biológicas a nivel de individuo y, muy lejanas de la complejidad de las respuestas biológicas poblacionales y ecosistémicas.

⁶ Proyecto: "Validation, harmonisation and implementation of minimal biological test set for the assesment of marine water and sediment samples" financiado por Federal Environmental Agency of Germany y coordinado por el grupo de trabajo alemán de estandarización (DIN AK 5.3) "Sediment bioassay and marine bioassay". In: Peters et al. (2002) Ecotoxicology 11(5):379-383).

⁷ Centros en Galicia donde se realizan investigaciones marinas: Tres universidades (A Coruña, Santiago de Compostela y Vigo) con facultades de Biología, Ciencias del Mar, Veterinaria, Químicas, Ingeniería Ambiental, etc. e Institutos Universitarios (Medio Ambiente Acuicultura, Toxicología, Alimentario, etc.); Centros Autónomicos dependientes de diferentes Consejerías: Medio Ambiente (Laboratorio de Medio Ambiente, A Coruña), Pesca (Centro de Control del Medio Marino, Centro de Investigaciones Marinas) y Sanidad; Instituciones estatatales con centros en Galicia: Consejo Superior de Investigaciones Científicas (CSIC) e Instituto Español de Oceanografía (IEO); y otros centros e instituciones públicos o privados relacionados con actividades marinas que pueden dar soporte a los trabajos a desempeñar.

 

Referencias

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Bellas, J. (2001). Evaluación de la calidad del agua en ecosistemas costeros mediante criterios biológicos: Bioensayos con gametos, embriones y larvas de la ascidia solitaria (Ciona intestinalis).         [ Links ]

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