ULTIMOS AVANCES EN EL ESTUDIO DE LA POLUCION

DEL MAR II: HIDROCARBUROS, RADIOACTIVIDAD Y

POLUCION TERMICA

© M. D. SAN MILLAN & Miguel IBAÑEZ

HIDROCARBUROS

Posiblemente la polución del mar por hidrocarburos ha despertado en la opinión pública una gran preocupación por los problemas de la contaminación del océano en general. Sus aparatosos efectos sobre la fauna y flora marinas así como sobre el paisaje costero han colocado a este contaminante a la cabeza del "hit parade" de impopularidad entre los agentes polucionantes.

Podemos diferenciar dos tipos de contaminación en los hidrocarburos, la originada por "macrocontaminantes" o "mareas negras", vertidos al medio en originada por "macrocontaminantes" o "mareas negras", vertidos al medio marino en forma esporádica bien sea accidental (catástrofes en buques de transporte) o voluntaria (limpieza de tanques). En este caso tienen gran importancia los procesos físico-químicos como la extensión, evaporación, etc., de los que más tarde hablaremos.

El otro tipo es el producido por "microcontaminantes", es decir cuando el hidrocarburo no presenta una apariencia tan visible por estar disuelto o formando una emulsión coloidal en el agua del mar. Este puede ser el caso de efluentes industriales: la contaminación se produce en forma continua e intervienen en forma decisiva los procesos de degradación biológica.

La biodegradabilidad de un hidrocarburo varía mucho en función de su composición química. Se utiliza el cociente OBO/OQO (demanda biológica de oxígeno y demanda química de oxígeno); si este cociente es superior a 0,6 se considera al hidrocarburo como fácilmente degradable, pero si por el contrario este cociente resulta menor que 0,3 el hidrocarburo es resistente a la degradación biológica.

(Referente a la toma de muestras para realizar los análisis puede consultarse el trabajo de CARSIN, 1977.)

Para comprender la importancia que tienen los vertidos de hidrocarburos al mar, basta recordar que más de la mitad del tonelaje del tráfico marítimo mundial consiste en petróleo y sus derivados, así en 1971 se transportaron por

mar ya través de largas distancias, 1.355x1 06 Tm. de hidrocarburos, y hemos de considerar que aproximadamente un 0,4% del cargamento queda como residuo en los tanques vacíos. Para el presente año se prevé un transporte de 2.700x106 Tm. y según ALBAIGES (1975) el 60% del petróleo que contamina el mar Mediterráneo tiene este origen.

A partir de la Conferencia Internacional de la OCMI (Organización Consultiva Maritima Internacional de las Naciones Unidas) de 1962, las grandes compañías petrolíferas establecieron un sistema voluntario conocido por las siglas LOT (Load on Top o Carga en alto) que reduce sensiblemente la contaminación producida en los procesos de limpieza de tanques.

Así pues, según BROCKIS (1975):

un 80% de buques con LOT vierten al mar 25.000 Tm. al año 

un 20% de buques sin LOT vierten al mar 750.000 Tm. al año

por accidentes se vierten al mar una media de 120.000 Tm. al año. Estos datos hablan por sí solos de la ventaja que supone la aplicación de este sistema en los buques petroleros. Accidentes de petroleros:

Desgraciadamente, todos los años se producen accidentes de petroleros que dan lugar a las conocidas y temidas "mareas negras", así en 1957 el "Tampico Maru" naufraga en Baja California (Méjico) produciendo un vertido relativamente pequeño. El primer gran desastre que alerta a la opinión pública mundial fue el accidente del "Torrey Canyon" el 18 de Marzo de ~967, al que siguieron otros más o menos conocidos según la espectacularidad de sus efectos sobre la costa: en 1970 el "Arrow" frente a Nueva Escocia (Canadá) yel "Polycommander" frente a Vigo, en 1974 el holandés "Metula" vierte 190.000 ;rm. de crudo en el estrecho de Magallanes, en 1974 el "Trans Heron", en 1975 el "Sevamaru", "Olympic Olyansk" y "Berge Istra", el 12 de mayo de 1976 el petrolero "Urquiola" libera unas 100.000 Tm. de crudo del Golfo Pérsico de las cuales unas 30.000 fueron depositadas a lo largo de 215 Km. de costa en Galicia. En esta ocasión se utilizaron para combatir la marea negra más de 2.000 Tm. de dispersantes químicos de ocho tipos diferentes en alta mar, aunque ocasionalmente se utilizaron en la limpieza de la playa Bastiaqueiro (GUNDLACH & HAYES, 1977) con el consiguiente riesgo ecológico. Por último el19 de Marzo de 1978 se accidentó el "Amoco Cádiz" frente a las costas de la Bretaña francesa produciendo un vertido de 223.000 Tm. de las que 100.000 contaminaron una extensión costera de 1.380 Km2 (900 de los cuales son fondos rocosos ricos en vida vegetal y animal).

Otro de los orígenes de las "mareas negras" está en el accidente de las perforaciones submarinas. Solamente en el Golfo de México existen más de 11.000 pozos, en California más de 1.000; en enero de 1969 ocurrió un accidente en la plataforma A-2 del Canal de Santa Bárbara produciendo un derrame de 10.000 Tm. de crudo que ocasionó una importante polución costera al formarse una capa de crudo con un espesor de 1-2 cm. sobre una extensión superior a los 2.000 Km2.

Tras este desastre se observó un incremento en las lesiones de los peces como úlceras de la piel, deformaciones en la aleta caudal, tumores y alteraciones gen éticas. El tercer punto con una gran densidad de perforaciones submarinas es el Mar del Norte donde existen más de 500 pozos. En abril

de 1977 una avería en un pozo del yacimiento Ekofisk produjo varios días un vertido de 4.000-6.000 Tm/día de petróleo.

Al cabo de 35 días, el petróleo vertido se había reducido a un 40% del inicial, un 31% se había evaporado y un 29% había sufrido una degradación biológica.

La importancia de la polución producida por vertidos accidentales (ya sea de accidentes en petroleros o plataformas de extracción) es grande si pensamos que tan solo una tonelada de petróleo puede llegar a cubrir 1.200 hectáreas de superficie marina.

Las mareas negras en el mar se mueven bajo la influencia de los vientos dominantes a una velocidad igual a 3% la del viento, de aquí la importancia de conocer en cada momento y en la forma más precisa posible las variables meteorológicas e hidrográficas (dirección e intensidad del viento, corrientes superficiales, etc.), de cuya importancia dimos cuenta en un trabajo anterior (IBAÑEZ, 1979).

La estimación total de los hidrocarburos vertidos al mar varía mucho de unos autores a otros, así SIMONOV (1974) estima en 15x106 Tm/año la cantidad vertida al mar en 1974, mientras SHINN (1977) prevé para 1980 un vertido total comprendido entre 3,3 y 4,7x106 Tm. .

Hay que señalar también los vertidos naturales (no debidos a la acción del hombre) procedentes del subsuelo marino y que se calculan en unas 600.000 Tm/año (aún no se conocen todos los puntos de vertido). Solamente en California existen más de 50 puntos que arrojan al mar más de 2.600 Tm. al año (BARBIER, 1974).

SPIES & DAVIS (1979) han estudiado los ecosistemas bentónicos en lugares próximos a estos afloramientos naturales en Santa Bárbara, observando un aumento de las bacterias tipo Beggiatoa sp. así como algunos anélidos poliquetos. Las poblaciones que viven en este hábitat contaminado en forma natural (desde hace miles de años) son muy similares a las que se encuentran en otros lugares sin polucionar. Se observa tan sólo un enriquecimiento trófico y una adaptación bioquímica en los lugares cercanos al efluente.

Degradación de hidrocarburos en el mar: Entre los mecanismos naturales de eliminación del petróleo tienen gran importancia los procesos físico-químicos de evaporación; así un crudo de Kuwait en 24-36 horas pierde un 25-30% en volumen por evaporación y cuanto mayor es la concentración de hidrocarburos de bajo punto de ebullición, más cantidad se evapora.

El producto residual forma una emulsión que contiene hasta un 80% de agua y tiene consistencia semisólida.

Aparte del efecto beneficioso de la evaporación, hay que considerar que cada año pasan desde la tierra al aire por actividad humana más de 90 millones de Tm. de hidrocarburos (40 veces la cantidad vertida al mar) y es presumible que una parte se deposite en el océano.

Así mismo, mediante mecanismos físicos y por la formación de aerosoles se transfieren entre 2 y 10x109 Tm. de sal a la atmósfera por año; cuando en una marea negra se utilizan dispersantes, disminuye la tensión superficial

acentuándose la formación de aerosoles con hidrocarburos que pueden contribuir en forma significativa en la polución atmosférica de zonas coste ras (FONTANA, 1976).

También habría que considerar los hidrocarburos naturales producidos por las plantas que según WENT (1960) oscilan entre 100 y 200 millones de Tm/año. En efecto, se ha comprobado cómo las algas bentónicas poseen entre 100 y 2.000 ppm sobre peso seco de hidrocarburos; por ejemplo las algas rojas poseen n-heptadecano y las pardas n-pentadecano (YOUNGBLOOD & BLUMER, 1973).

Degradación biológica:

La degradación biológica de los hidrocarburos en agua de mar ha sido objeto de numerosos trabajos desde mediados de siglo (TAUSSON, 1928; STONER, 1940; ZOBELL et al., 1943; ZOBELL, 1945, 1944, 1950; OSNITSKAYA, 1946; VOROSHILOVA & DIANOVA, 1950,1952; ROGOFF, 1961; FOSTER, 1962, 1968; TRECCANI, 1962; NETTE et al., 1965; ZOBELL & PROKOP, 1966; LE PETIT & BARTHELEMY, 1968; DAVIS & HUGHES, 1968; GUNKEL, 1968; MIRONOV, 1970, 1971; AHEARN & MAYER, 1972, etc.).

Existen numerosas especies bacterianas presentes en el medio marino capaces de oxidar productos petrolíferos; dichas bacterias son denominadas polífagas, es decir, en condiciones naturales se alimentan de otras sustancias pero también son capaces de consumir hidrocarburos, confiriendo al agua de mar una capacidad de autodepuración. Así por ejemplo, en un metro cúbico de agua se pueden destruir de 30 a 350 gr. de hidrocarburos al año y en determinados lugares como en las proximidades de las refinerías (donde la contaminación es crónica) esta cifra puede ser 1.000 veces superior.

En los lugares donde la contaminación por hidrocarburos es habitual (puertos y lugares cercanos a refinerías) pueden encontrarse hasta 106 microorganismos por mililitro capaces de metabolizar hidrocarburos.

El 95% de las Pseudomonas y otros muchos microorganismos son capaces de degradar el petróleo si bien ello depende de su naturaleza química y de la temperatura del agua del mar. Por debajo de los 10°C la destrucción biológica es lenta y en mares árticos puede durar más de 50 años.

ZOBELL et al. (1946) citan ya 60 especies distintas de bacterias pertenecientes a 14 géneros capaces de transformar el petróleo y en la actualidad se experimenta activamente con ciertas cepas capaces de descom- ponerlo a gran velocidad, así SOLI (1971) consigue en laboratorio una destrucción de un 50% de petróleo de Louisiana en 48 horas.

MIRONOV (1970) encuentra relación entre la polución por hidrocarburos del agua de mar y la presencia y abundancia de microorganismos capaces de metabolizarlo (sobre todo de los géneros Bacterium, Pseudobacterium y Pseudomonas) y propone utilizar estos microorganismos como indicadores de la polución por hidrocarburos.

Además de la degradación biológica hay que considerar una cierta degradación química producida por la fotooxidación; esta reacción está catalizada por algunos compuestos como el vanadio, presente en muchos crudos; si bien puede darse también el efecto opuesto de inhibición por otros elementos como el azufre.

En resumen, cuando un hidrocarburo es vertido al mar, sufre una serie de procesos de dispersión, envejecimiento por evaporación de los productos más volátiles, transformaciones físico-químicas o biológicas, todo ello en función de parámetros geográficos, hidrográficos, físico-químicos, biológicos y de la propia naturaleza del contaminante.

La polución por hidrocarburos puede afectar a las playas formando aglomerados y manchas en la arena, lo cual tiene una repercusión negativa en zonas turísticas. Las playas se ven afectadas en distinta forma según el grado de exposición al oleaje, altura de la marea y granulometría de los materiales que la forman, pudiendo ser afectadas en forma muy diferente playas muy cercanas (PALOMO et al., 1978).

El grado de toxicidad de los distintos tipos de hidrocarburos sobre el hombre y sobre la biota marina ha sido tema de investigación desde hace varios años (MOTHERSOLE, 1910; HADLEY, 1930. PORTIER & RAFFI, 1934 y ALDRICH, 1938).

Desde un punto de vista sanitario, cabría destacar los hidrocarburos polibencénicos de efecto cancerígeno. Estos hidrocarburos no se encuentran en el petróleo bruto sino que se forman por la combustión de éste a temperaturas comprendidas entre 400 y 1.200° C; abundan relativamente en aguas y sedimentos de puertos, al disolverse los gases producidos por la combustión de motores acumulándose en los moluscos marinos.

MALLET & SARDOU (1964) encuentran 40 J(g. de estas sustancias por 100 gr. de plancton en Villefranche (Francia).

Por otra parte algunos de esto~ hidrocarburos cancerígenos, en especial el 3,4-benzopireno puede ser sintetizado por las bacterias anaerobias a partir de sustancias metabólicas producidas por el fitoplancton (NIAUSSAT, 1970).

En general podemos decir que los hidrocarburos más tóxicos son los aromáticos de bajo peso molecular (entre 10 y 40 ppm de benceno resultan mortales para los organismos marinos).

El efecto tóxico se acentúa al acumularse estas sustancias en la cadena trófica de forma que la concentración en los animales marinos puede ser 106 veces superior que la del agua de mar.

Esto puede tener repercusiones (efecto cancerígeno de algunos hidrocarburos) o económicos (afortunadamente para el hombre) ya que por ejemplo 0,01 ppm de hidrocarburo en las ostras les confieren un desagradable sabor; así el pescado del estuario japonés Yokkaichi es incomestible por su sabor, y no hace falta ir a buscar ejemplos tan lejos pues los aficionados a la pesca submarina conocen bien el desagradable sabor de algunas especies de peces capturados en Pasajes.

Los hidrocarburos de alto peso molecular son también potencialmente cancerígenos a medio y largo plazo.

Según CALDERON (1976) al analizar hidrocarburos tipo gas-oil pesado disuelto en agua de mar, encuentra una media anual en la Bahía de Pasajes de 1.108 ppb (con máximos ocasionales de 16.000 ppb) cantidad cinco veces superior a la media encontrada en el puerto de Cádiz y 30 veces mayor que la hallada en Castellón.

Esta contaminación que ha producido la desaparición de las formas de vida bentónica en dicha Bahía no es fruto de ningún accidente ni "marea negra", debiendo achacarse al poco cuidado de las embarcaciones pesqueras y de carga que vierten continuamente residuos de hidrocarburos al realizar labores de limpieza.

Efectos biológicos de la contaminación por hidrocarburos

El efecto nocivo más espectacular de la contaminación por hidrocarburos es la acción sobre animales de gran tamaño. Por ejemplo, se calcula que cada año mueren entre 200.000 y 400.000 aves marinas por efecto del petróleo.

De 7.000 aves marinas recogidas con vida tras el desastre del "Torrey Canyon" sobrevivieron menos de 100 (BLUMER, 1969).

Sin embargo los daños mayores se producen sobre los estados larvarios de los animales marinos (los efectos letales y subletales sobre las larvas no difieren demasiado de un phylum a otro del reino animal).

La acción tóxica depende de la composición de hidrocarburo. Así por ejemplo, de 100 huevos de bacalao (Gadus morhua) expuestos a una concentración constante de 10 gr/litro de distintos hidrocarburos, la mortalidad fue diferente: con crudo de Venezuela murieron un 40%, con crudo de Irán un 30% y con crudo de Libia ninguno (KOHNHOLD, 1972).

Los efectos de los hidrocarburos sobre la actividad motriz de las larvas de moluscos bivalvos han sido estudiados por CHIA (1973) y LE ROUX & LUCAS (1978) y los efectos sobre las larvas de erizos de mar por ALLEN (1971).

Según WELLS (1972) concentraciones de 6 ppm producen una interrupción en la metamorfosis de las larvas de bogavante.

Puede existir un peligroso efecto sinérgico al sumarse la toxicidad de los hidrocarburos a la de los insecticidas clorados que tienden a disolverse y concentrarse sobre aquellos.

Por último, queda un campo difícil de estudiar como es la interferencia de pequeñas concentraciones de hidrocarburos en los procesos etológicos. Existen estimulantes (¿feromonas?) que regulan las relaciones sexuales, búsqueda de alimento, fijación al sustrato de las larvas de especies bentónicas, gregarismo, orientación, etc., y que están en concentraciones que pueden expresarse en ppb.

Estas sustancias de naturaleza orgánica al actuar en concentraciones infinitesimales son difíciles de investigar, pero lo que sí parece factible es que se vean afectadas ante una pequeña concentración de hidrocarburos en el agua de mar.

Efectos biológicos directos en la biota marina:

Tal vez es en este campo donde más publicaciones científicas se han realizado, NELSON-SMITH (1968) de un total de 800 referencias sobre la polución marina por petróleo, recoge más de 420 sobre los efectos biológicos de la contaminación y posteriormente MOULDER & VALERY (1971) citan más de mil referencias sobre este tema.

Las primeras observaciones fueron realizadas a raíz del accidente sufrido por el "Tampico Maru" al encallar en Baja California (Méjico) en 1957, ocasionando un vertido de 8.000 Tm. de diesel. NORTH et al. (1964) observaron

una elevada mortalidad en moluscos gasterópodos y lamelibranquios, crustáceos y equinodermos (el mismo autor, NORTH et al. (1965), observa cómo después del accidente desaparece por completo la población de equinodermos que permanece en unos niveles bajos durante varios años después de la catástrofe) .

Sobreviven algunos gasterópodos como Littorina planaxis que ocupa un nivel supralitoral y que escapa a la polución, así como algunas anémonas al parecer muy resistentes a esta contaminación.

Un año después se establecen en la zona afectada los primeros invertebrados y se ven pececillos en las cubetas litorales. Al cabo de seis años se establecen 46 especies de las que 22 viven en la zona intermareal y 24 en la infralitoral.

Tal vez el fenómeno ecológico más llamativo es la aparición y desarrollo de alga gigante Macrocystis que cubre extensas zonas durante los seis años siguientes, desapareciendo en el octavo año. Posiblemente este súbito desarrollo pueda deberse a la desaparición de los fitófagos en esa zona.

Por lo tanto, según este autor, puede considerarse que la recuperación ecológica del área afectada tardó un mínimo de ocho años.

Posteriormente en enero de 1967 se vierten más de 500 Tm. de aceite en Milford Haven. En esta ocasión se emplean "sprais" emulsionantes para facilitar la limpieza de las rocas produciéndose una intensificación involuntaria de los efectos tóxicos del hidrocarburo que terminó con la flora y fauna que había sobrevivido a la polución (NElSON-SMITH, 1968).

Murieron también un 90% de los huevos de sardina y las larvas de esta especie fueron raras en esta época.

Algunos gasterópodos como Monodonta lineata y Gibbula umbilicaris desaparecieron completamente pero otros como G. cineraria (que vive en un nivel inferior) fueron menos afectados.

Es sin embargo tras la catástrofe del "Torrey Canyon" cuando los científicos abordan de lleno el tema de los efectos de la polución en el medio ambiente marino. lo atestiguan las numerosas publicaciones referentes a esta catástrofe ecológica (BEllAMY et al. 1967; BOURNE, 1967; SIMPSON, 1968; RANWELL, 1968; POTTS et al., 1967; SPOONER, 1967; STREBBINGS, 1967; O'SULLIVAN & RICHARDSON, 1967, y NELSON-SMITH, 1968).

NElSON-SMITH (1968) estudia el ecosistema litoral antes del vertido y cinco meses después, observando la desaparición total de numerosas especies del nivel mediolitoral superior (Lichina pigmaea, P. canaliculata, F. spiralis y P.umbilicaris) así como un descenso general en los niveles ocupados por especies que viven en la zona medio e infralitoral. las poblaciones de F. vesiculosus, F. serratus, Laurencia pinnatifida e Himanthalia elongata quedan reducidas a sus limites inferiores en su distribución vertical mientras que la mayoría de los gasterópodos desaparecen. Al cabo de poco tiempo se desarrollan gran cantidad de cloroficeas Ulva y Enteromorpha.

O'SULLIVAN & RICHARDSON (1967) observan que en Senne Cove, localidad tratada con detergentes, la mortalidad fue total, sobrevivió tan sólo algunos caracolillos en el nivel supralitoral. Por el contrario, en Porthwarra donde no se habían utilizado detergentes existían dos bandas de petróleo, una

a nivel de la pleamar y otra a nivel de la bajamar. En este lugar la vida parecía haber sido poco afectada hasta que pocos días más tarde al utilizar detergentes para disolver el petróleo adherido a las rocas, comenzaron a verse animales muertos, desapareciendo la vida en la zona tratada.

Hay que señalar que desde el accidente del "Torrey Canyon" en 1967 hasta nuestros días se han fabricado detergentes más inocuos y menos tóxicos, pero aún es preciso mantener ciertas precauciones no utilizándolos indiscriminada- mente.

Tras el último accidente del "Amoco Cádiz" frente a las costas bretonas, después de la destrucción total de la fauna y flora se observó:

1º una abundancia anormal y localizada de algas verdes tipo Enteromorpha,

2º proliferación de bacterias y .microalgas filamentosas,

3º desarrollo masivo de copépodos sobre la superficie de las algas.

En fondos arenosos que contenían unos 7.000 isópodos y anfípodos por metro cuadrado esta cifra se redujo a 15.

Podemos considerar como efectos directos sobre los organismos la toxicidad de los hidrocarburos, tema ya tratado anteriormente. Baste señalar aquí que según MIRONOV (1970, 1972) algunas larvas de peces pleuronéctidos mueren con concentraciones de tan sólo 0,01 ppm.

Otros experimentos como los de LACAZE (1974) detectan una disminución en la productividad primaria al añadir pequeñas cantidades de crudos a ecosistemas experimentales.

En cualquier caso, como indican THOMSON & EGLINTON (1979) la acumulación de hidrocarburos es selectiva. Por ejemplo, las diatomeas que viven en el fondo acumulan hidrocarburos alifáticos y no aromáticos; la absorción de productos petrolíferos por los moluscos se ve favorecida por la presencia de hierro y parece que los cicloalcanos quedan retenidos en los tejidos lipoides.

HO & KARIM (1978) encuentran que 2% de crudo en sedimento y 1 mml. en 76 I. de agua de mar no afectan a las ostras en primavera, pero esta concentración les es letal en julio, tras el desove.

Por último señalar el trabajo de LE PETIT et al. (1977) que estudian las condiciones de vida en las proximidades de una refinería (cercana a Marsella) que produce un aporte de 3.000 m3/hora de vertido con 30-40 ppm de hidrocarburo. Dichos autores no encuentran diferencias sustanciales, dado que el aporte de fosfatos y la elevada temperatura del efluente favorecen la actividad bacteriana, encontrando en el punto de vertido que un 10% de las bacterias heterótrafas son capaces de degradar hidrocarburos, mientras que a 16 kilómetros de distancia esta proporción se reduce al 3%. Por el contrario CLARK (1971) señala frecuentes carcinomas en peces que viven cerca de una refinería en el Pacífico.

Métodos de lucha contra las mareas negras: 

Según MOURLON (1974) cabe distinguir los siguientes métodos: 

-Dispersión de las manchas por agentes químicos que disminuyen a tensión superficial.

Algunos dispersantes, si bien no actúan sobre los ejemplares adul- tos pueden interferir la reproducción de muchas especies: por ejemplo una concentración de 0,0003 ppm de "Corexit 9527" tiene efectos negativos en la fertilización de los huevos del erizo de mar. También hay que tener en cuenta que la toxicidad (del hidrocarburo) aumenta aun- que el dispersante no sea tóxico en las concentraciones empleadas.

Ya señalamos cómo tras el accidente del "Torrey Canyon" produjo mayor efecto tóxico el dispersante que el propio petróleo (O'SULLIVAN & RICHARDSON, 1967). Esta toxicidad fue estudiada por PERKINS (1968) y SIMPSON (1968).

Actualmente se investiga sobre los efectos de los emulsionantes sobre el fitoplarlcton y las algas bentónicas (TOKUDA & ARASAKI, 1977 y TOKUDA, 1977).

-Precipitación por absorbentes. Método a utilizar siempre que en el fondo del lugar donde se aplica no sea rico y productivo desde el punto de vista pesquero, ya que en ca- so contrario puede tener implicaciones negativas para la pesca durante mucho tiempo.

-Absorción o aglomeración por productos flotantes. -Retención por barreras.

-Recuperación por bombeo.

Método que se complementa con el anterior. Se han .diseñado numerosos modelos, por ejemplo el "Cyclonet" (PICHON, 1974)

. -Combustión. Solamente se puede aplicar en los primeros momentos. -Almacenaje en depósitos flotantes.

Todos los métodos mecánicos (barreras flotantes, bombeo, etc.), son muy interesantes cuando el mar está en calma, pero desgraciadamente los accidentes suelen ocurrir con mala mar bajo condiciones en que el rendimiento de estos sistemas es mínimo.

En la limpieza de la costa, ya sea fondos rocosos o arenosos, interviene en forma decisiva el factor humano. Así en la limpieza de la costa tras el desastre del "Torrey Canyon" se utilizaron 1.400 hombres (HENRY, 1971); en el vertido de Santa Bárbara (unas 100.000 Tm.), se emplearon 54 embarcaciones y 125 unidades de maquinaria mientras que tras el accidente del '.Urquiola" intervinieron tan sólo 15 unidades de maquinaria y 100 hombres.

Tanta importancia como los métodos de lucha tienen los métodos de prevención como por ejemplo la teledetección (MASSIN, 1978), estudios hidrográficos, etc.

No hay que olvidar que el tráfico de crudos en el puerto de Bilbao fue en 1979 de 14 millones de Tm. (un 67% más que el año anterior) y este volumen requiere una adecuada infraestructura de prevención que hoy en día es insuficiente.

CONTAMINACION RADIOACTIVA

Origen de los isótopos radioactivos:

El origen de los isótopos radioactivos puede ser natural. En este caso dichos isótopos son tan antiguos como la misma Tierra y han sido más abundantes en épocas pretéritas con excepción del 3H y 14C que son constantemente formados por interacciones de la radiación cósmica con los elementos de la atmósfera (AVARGUES, 1971).

Un litro de agua normal posee unos 340 pCi de radioactividad natural debidos en su mayor parte al 40K (en más de un 90%) y al 87RB.

Por otra parte en el medio natural marino, los organismos están sometidos a pequeñísimas dosis de 1-3 mrad/año, si bien los que viven cerca dela superficie sufren por efecto de la radiación cósmica dosis de 25-35 mrad/año.

En el medio bentónico estos valores pueden ser sensiblemente más altos debido a la actividad radioactiva de ciertas rocas. Así en fondos graníticos se dan dosis de 90 mrad/año y en algunos fangos hasta 600 mrad/año.

Según SCHREIBER et al. (1971), mientras que el sedimento tiene un 90% de radioactividad natural y tan sólo un 10% artificial, el plancton posee hasta un 80% de radioactividad artificial.

Este segundo tipo de radioactividad artificial es debido a la acción del hombre, y hasta 1965 la principal fuente de contaminantes radioactivos introducidos en el medio marino fue la debida indirectamente a explosiones nucleares.

En un segundo término habría que colocar los vertidos por los efluentes de las centrales nucleares que producen elementos radioactivos tales como 135Xe, 85Kr, 90Sr, 131I, 137Cs, 144Ce, 106Ru, 89Sr, 140La, 129Te, 143Pr, 140Ba, 95Zr, 65Zn, 58CO, 55Fe, 59Fe, 54Mn, 124Sb, 110Ag y 51Cr (EINSENBUD, 1973).

El porcentaje de emisión de estos elementos varía mucho de unas centrales a otras e incluso en lamisma central a lo largo del tiempo, por ejemplo la central francesa de Chooz vierte un 30% de 134Cs, un 30% de 137Cs y un 22% de 131I (MARTIN & BEAU, 1972).

Los desechos radiactivos de actividad media (106-1 Ci/m3) han sido vertidos en recipientes de hormigón en el Golfo de Vizcaya en varias ocasiones. Así mediante este sistema Francia ha vertido al mar entre 1967 y 1969 más de 9.000 Ci (SOUSSELIER & PRADEL, 1970).

Este método aparentemente efectivo a corto plazo puede presentar serios problemas a medio y largo plazo y parece ser que en la actualidad se procura evitar los vertidos al océano.

En un reciente trabajo, KAUTSKY (1977) encuentra en superficie, en alta mar, unos valores más altos de 137CS entre los paralelos 20 y 40° N, así como unos incrementos anormales en la radioactividad debida a este elemento en las aguas profundas (a 1.000 m. de profundidad) en el paralelo 70° N y entre el Golfo de Vizcaya y las Azores (en 1972).

La mayor parte de la radioactividad artificial en el mar es debida principalmente a la contaminación producida por explosiones nucleares en la atmósfera. Así RAVERA (1978) muestra una correlación entre la radiación beta atmosférica (Figura 1) y la concentración en 90Sr en el molusco Tellina pusilla del Adriático.

Los valores mayores de esta polución radioactiva en el mar y de los seres vivos que en él habitan se produjo entre los años 1962 y 1963, cuando varios países experimentaron explosiones nucleares. A partir del Tratado de Moscú (1963) sobre limitación de estos experimentos, se observó una progresiva disminución y un retorno a niveles más bajos de isótopos radioactivos en los animales marinos.

A. -Algunos elementos como el 137CS y el 90Sr resultan particularmente peligrosos para el organismo dado que se comportan en forma similar al K y Ca, elementos indispensables en el ser vivo.

La regulación bioquímica del Cs (y por tanto del isótopo 137CS) es llevada a cabo por los mecanismos de regulación del potasio. Este cesio se acumula preferentemente en los músculos (53%) y en la piel (31%) de los peces (FELDT, 1966).

El cesio se acumula poco en las algas feoficeas, pero si empobrecemos artificial mente estas aguas en K, el factor de concentración de Cs se eleva rápidamente (SCOTT, 1954). Así pues existe un mecanismo de corregulación de estos elementos (BENHARD, 1970; AMIARD & AMIARD- TRIQUET, 1976).

Alimentando el pez Tilapia mossambica con estroncio, se observa cómo al cabo de 14 días queda tan sólo un 6% en el interior del animal, del cual e160% se encuentra acumulado en el esqueleto y solamente 2% en músculo (BOROUGH et al. 1956).

Según BENHARD (1968) los seres marinos regulan selectivamente la concentración de iones en sus tejidos por mecanismos de presión osmótica. Estos mecanismos están adaptados a los iones más abundantes en su medio ambiente; otros iones como Sr o Cs son regulados indirectamente por los mecanismos que actúan sobre los iones dominantes con los que tienen afinidades químicas.

B. -Otra categoría de elementos radioactivos son aquellos que en estado normal forman parte activa en el metabolismo de los seres vivos; sodio, potasio, calcio, magnesio, cobalto, hierro, etc... (AMIARD, 1974; AMIARD- TRIQUET, 1975).

C. -El tercer grupo incluye una gran cantidad de elementos de elevado número atómico (lantánidos y transuránidos) que no poseen ningún papel en el mecanismo bioquímico de los seres vivos.

Estos elementos pueden encontrarse a lo largo de la cadena trófica y aunque en estado coloidal pueden ser adsorbidos en las paredes de ciertas algas, no llegan a acumularse en los consumidores al no poder atravesar las membranas biológicas de los organismos superiores (AMIARD, 1976).

Respecto a las vías de entrada en el organismo de estos radioisótopos, pueden ser (ANCELLIN. 1980): mediante el agua, por los alimentos y por el sedimento.

En varios estudios (NAKAMURA et al., 1977; UEDA et al. 1977, 1978) se ha comprobado cómo en general el vector principal de transición de radioisótopos es el agua, ocasionalmente los alimentos y en muy pequeña proporción el sedimento.

Efectos de la radioactividad: 

Los efectos directos de la radioactividad pueden ser de dos tipos: somáticos, cuando las dosis son altas y producen daños en el organismo y gen éticos, cuando las dosis son suficientemente bajas para no evidenciar efectos nocivos en el organismo pero afectan a las células reproductoras produciendo variaciones gen éticas irreversibles en la descendencia. En este segundo efecto el más peligroso por ser el más difícil de prevenir,

Respecto a los efectos de la polución radioactiva en el medio ambiente marino, podemos diferenciar tres categorías:

1º Transferencia al hombre de radioisótopos presentes en animales marinos.

2º Descenso de las poblaciones de especies comerciales por efecto directo de la radiación.

3º Reducción de estas poblaciones debido a alteraciones o desequilibrios ecológicos producidos por las radiaciones.

Estos datos tan sumamente variables son en parte lógicos si pensamos que la concentración de un elemento en el agua de mar es muy variable de un punto a otro en función del tiempo, incluso en experimentos realizados en laboratorio tomando todo tipo de precauciones, la radioactividad disminuye por fenómenos de precipitación o adsorción en las superficies.

Dada la heterogeneidad de métodos experimentales se ha propuesto una unificación de criterios (RENFRO & FOWLER, 1973) con el fin de obtener datos experimentales comparables.

También es preciso considerar el estado físico-químico del elemento que se analiza, así por ejemplo las algas (ZA TTERA & BENHARD, 1970) toman el Zn en forma iónica, mientras que el Fe, Cs y Mg son tomados en forma particulada. ANCELLIN & BOVARD (1971) proponen como especie indicadora el alga rodoficea Corallina officinalis (especie muy abundante en la Costa Vasca) y señalan que mientras los radioisótopos insolubles tienden a fijarse sobre esta especie (incluso cuando el alga está muerta), los solubles se dispersan disminuyendo mucho sus efectos.

También influye la presencia de sustancias quelantes en el medio, así el factor de concentración para el 65Zn sobre los crustáceos decápodos tipo quisquilla es de 40 mientras que si añadimos 1 ppm de EDTA al medio, este factor disminuye a 6.

(Un fenómeno similar ocurre en la acumulación de metales pesados, HERNANDO et al., 1979.)

Asimismo existe para algunos elementos una dependencia de la concentración de los cationes dominantes, por ejemplo, la concentración de calcio en el mar varía de 100 ppm en el Báltico a 500 ppm en mares sub tropicales: una cierta. cantidad de Sr tenderá a incorporarse más lentamente allí donde en condiciones normales exista más concentración de Ca.

También la acumulación depende de la edad y del estado fisiológíco del organismo considerado, por ejemplo, según BATTANI et al. (1968) la ascidia

Ciona intestinalis fija más activamente el 1311 en SUS estados juveniles, y las larvas del erizo de mar Paracentrotus lividus fijan el 65Zn en forma selectiva en los distintos estados larvarios (OZRETIC & KRAJNOVIC, 1968).

Algunas especies tienen la propiedad de acumular ciertos elementos en forma selectiva, así por ejemplo los acantáridos (SCHREIBER, 1960; 1965; 1966 y SCHREIBER et al. 1965) tienen factores de concentración para el estroncio superiores a 60.000.

Las ascidias poseen un factor de acumulación para el vanadio de 5 x 105 y también pueden acumular activamente en condiciones experimentales 1311 y 59Fe (BATTANI et al. 1968).

Un interesate experimento de NAKAMURA et al. (1977), muestra cómo después de una adición de radioisótopos a un agua de mar con sedimento arenoso y con un alga clorofícea (Ulva pertusa) los distintos elementos utilizados son retenidos en forma diferente en el agua, sedimento y alga al cabo de dos semanas siguiendo el esquema:

alga agua de mar sedimento

Así, 60Co, 106Ru -106Rh, y 95Zr -95Nb tienden a acumularse en el sedimento, 137Cs queda en el agua en su mayor parte y sobre el alga se acumula preferentemente 95Zr -95Nb seguido por 106Ru -106Rh.

Tiempo de resistencia y vida medio biológica

Tiempo de residencia es el tiempo que tarda un radiaisótopo desde que entra en el océano hasta que pasa a formar parte del sedimento. Varía desde 80 años para el Ce hasta 2.6 x 108 para el Na.

La sedimentación de estos elementos como partículas en suspensión también varía mucho de unos lugares a otros; así esta velocidad es de 1 mm. cada 1.000 años en fondos oceánicos o de varios centímetros al año en las regiones coste ras.

Algunos sedimentos tienden a retener las sustancias radioactivas y así SCHREIBER (1971) propone la utilización de sedimentos como agentes descontaminadores en el caso de accidente nuclear en el mar.

Este autor propone también la utilización del 144Ce como indicador de la contaminación radioactiva en los sedimentos dada su gran persistencia estacionaria en este medio.

Cabría pensar que los radioisótopos pueden ser extraídos del sedimento. Efectivamente SEYMOUR & NELSON (1973) observan en reciclaje del 65Zn del sedimento por parte del mejillón en un lugar cercano a un reactor nuclear, pero en general, numerosos trabajos (UEDA et al. 1976, 1977 y 1978) muestran la escasa importancia que tiene la transferencia de radioisótopos del sedimento al animal o vegetal frente a la importante transferencia realizada desde el agua de mar.

En cualquier caso dada la afinidad del sedimento por los radioisótopos, en un futuro próximo y dada la proliferación de centrales en la costa la elevación de los niveles de radioactividad en el sedimento puede alterar el ecosistema bentónico y este es un riesgo que habrá que considerar.

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la vida media biológica es el tiempo en que el organismo elimina mediante procesos biológicos la mitad de la cantidad inicial de radioisótopo.

En elementos de corto período de semidesintegración este factor tiene menor importancia, no ocurre así en los elementos de largo período de semidesintegración. Así por ejemplo para el 54Mn el semi período biológico del molusco Pinna nobilis es menor que el físico (CALAPAJ & ONGARO, 1971 ).

Otro concepto utilizado en medicina pero que puede aplicarse perfecta- mente a todos los seres vivos es la vida media eficaz:

Vida media eficaz = (Vida media física x Vida media biológica) / (Vida media física + Vida media biológica)

Hemos visto cómo en general los radioisótopos tienden a fijarse en el sedimento y se acumulan en mayor proporción en los. primeros eslabones de la cadena trófica.

ANCELLIN & 8OVARD (1971) encuentran por ejemplo que el rutenio 106 (uno de los principales productos derivados de la fisión) presenta tasas de concentración de 100-200 en algas, 20-50 en invertebrados y 1 en peces.

Algunas bacterias marinas son capaces de acumular elementos radio- activos como el 90Y (LEAR & OPPENHEIMER, 1962) con factores de concentración superiores a 20.000, asimismo PERONI (1970) cita factores de concentración máximos para el 141Ce de 8.000 y para el 65Zn de 164, similares a los observados en las algas (MAUCHLINE & TEMPLETON, 1964).

Las bacterias pueden transferir radioisótopos a organismos superiores a través de la cadena trófica, así HARRIS (1957) observa cómo el crustáceo Gammarus locusta acumula 32p, pero al añadir antibiótico (terramicina) al medio, esta acumulación cesa, lo cual demuestra cómo Gammarus obtiene su alimento (y con él el 32P) de las bacterias.

Este mecanismo de acumulación observado experimentalmente en laboratorio tiene particular interés en los organismos filtradores que se alimentan de bacterias, así CHIPMAN & SCHOMMERS (1968) observan el mismo efecto descrito anteriormente al tratar con antibióticos el molusco lamelibranquio Tapes decussatus para la acumulación del 54Mn.

Las bacterias autótrofas o quimiótrofas son capaces de transformar la materia mineral en orgánica y por lo tanto pueden incorporar elementos radioactivos transfiriéndolos a la cadena trófica. Otro ejemplo típico es la acumulación de cobalto que forma parte de la vitamina 812 sintetizada por las bacterias, que en un medio polucionado por contaminación radioactiva puede ser 60CO.

ANEXO:

Curie o curí (Ci) es una cantidad de material radioactivo que produce 3.7 x 1010 desintegraciones por segundo (la cantidad de desintegraciones que produce un gramo de radio).

Sus divisores son: Milicurie , microcurie,  nanocurie, picocurie

POLUCION TERMICA

El calentamiento del agua de mar se produce a su paso por los circuitos de refrigeración de las instalaciones industriales costeras.

Las fábricas de acero, refinerías, industrias petroquimicas, etc., casi no producen polución térmica. No ocurre lo mismo con las centrales eléctricas, cada vez más numerosas en nuestras costas. Estas instalaciones utilizan cantidades muy importantes de agua de mar en sus procesos de refrigeración. Según AUBERT (1973), la elevación térmica calculada por Pritchard, a 1,20 m. de profundidad y en función de la potencia de la central es de:

6 T para 1 unidad b. T para 2 unidades Distancia en m de la de 335 MW de 335 MW cada una salida del efluente pleamar bajamar pleamar bajamar

914 m. 4,0 4,20 7,80 9,35 1.828 3,06 4,05 6,10 8, 10 2.742 2,74 3,72 4,90 7,45 3.656 1 ,94 3, 10 3,88 6,22 4.570 1 ,45 2,60 2,89 5,22 5.484 1, 11 2,00 2,22 4,00 7.312 0,55 1,05 1,11 2,10 9.140 0,33. 0,61 0,65 1,22

El aumento de temperatura disminuye la densidad del agua dificultando la mezcla del efluente y produciendo su estratificación. Además disminuye el coeficiente de viscosidad, decreciendo la flotabilidad de los seres planctónicos y provocando un hundimiento de éstos a capas inferiores donde la iluminación y el alimento pueden escasear.

Efectos de la polución

 Al aumentar la temperatura, existe una alteración en las especies y poblaciones marinas a consecuencia del calentamiento del medio que les rodea. Toda especie presenta unos límites máximos y mínimos de temperatura en los cuales la vida se desarrolla con toda normalidad. El incremento de temperatura, en el límite tolerado por una determinada especie, implica un aumento de su metabolismo que origina necesidades alimenticias que pueden modificar las relaciones de competencia de 2 o más especies. Igualmente puede alterar en mayor o menor grado el equilibrio numérico de las diferentes especies de una población por un cambio en las relaciones de depredación.

Dado que el emplazamiento de las centrales se sitúa en zonas fuertemente industrializadas, y por lo tanto normalmente sometidas a un alto grado de polución, es necesario considerar los efectos sinérgicos y antagónicos entre la elevación de la temperatura y la presencia de los diversos polucionantes. Así, HILL & HELZ (1973) estudiaron la sinergía existente entre el aumento de temperatura y la fijación de agentes polucionantes químicos, comprobando cómo elementos químicos, tales como el Cu y el Zn eran liberados rápidamente por oxidación de los sedimentos gracias al agua circundante clorada y rica en

materia orgánica procedente de la central. FONTAINE et al. (1974) encuentran fenómenos sinérgicos y antagónicos entre la toxicidad producida por los hidrocarburos y el aumento de temperatura.

Otro fenómeno de sinergía se produce en zonas coste ras contaminadas por efluentes domésticos y orgánicos, donde un vertido de aguas de refrigeración, puede desencadenar la aparición de las famosas mareas rojas, caracterizadas por la proliferación de ciertos dinoflagelados que al segregar toxinas, alteran los ecosistemas pelágico y bentónico, contaminando a peces y bivalvos comestibles.

Efectos de la polución en poblaciones que atraviesan la instalación

Afecta principalmente a los organismos planctónicos existentes en el agua bombeada. Todos los estudios realizados se limitan a comparar el plancton a la entrada y salida del circuito, ignorando las consecuencias a corto y medio plazo de los organismos que salen vivos.

En lo que concierne al fitoplancton, el efecto mecánico producido por los choques contra las paredes es nulo (si bien puede influir desfavorablemente el efecto térmico. Desde el punto de vista cualitativo, el tránsito posee un efecto selectivo pues disminuye la diversidad y modifica la estructura de las poblaciones fitoplanctónicas (KERAMBRUN, 1978). ADAMS (1972) considera que en ausencia de cloración, la mortandad fitoplanctónica es nula, mientras que el zooplancton e ictioplancton (huevos y larvas de peces) disminuirían del 3-8% por un choque térmico de 10°C a nivel del condensador.

CARPENTER et al. (1974) vieron que la mortalidad por efectos mecánicos de los copépodos que atravesaban una instalación térmica; era de un 60%, y que el 70% de los supervivientes morían al cabo de 5 días, produciéndose por tanto una importante pérdida en las comunidades zooplanctónicas. De todas formas, la energía del plancton muerto durante el tránsito no es perdida por el ecosistema, ya que los organismos muertos pueden ser consumidos por los animales filtradores, o pueden ser degradados y mineralizados por los microorganismos con bastante rapidez debido al incremento de temperatura producido en el medio (MORGAN & STROSS, 1969; FOX & MOVER, 1973). Sin embargo debe evitarse las instalaciones de centrales eléctricas en estuarios o lagunas costeras donde la biomasa y producción son elevadas y donde las consecuencias sobre esta última pueden ser graves.

En cuanto a la puesta ya las larvas jóvenes de peces, existe una mortalidad mayor en las larvas, aunque no se conoce bien si es debido al choque mecánico contra las paredes de los conductos o a la elevada temperatura (PERES, 1980).

No se conoce por el momento si un choque débil y bastante prolongado tiene consecuencias menores que uno breve pero intenso. DIAZ (1973), analizó los efectos producidos en las larvas de la ostra Crassostrea virginica concluyendo que el crecimiento no se ve afectado por una breve elevación de la temperatura en 10-15°C., pero que un aumento de 20°C, producía efectos nefastos. En general, los efectos negativos sobre la tasa de crecimiento, fijación y mortalidad dependían del estado larvario.

Efectos producidos en el medio por el vertido térmico de una central eléctrica

El impacto de una central sobre el medio receptor depende de un conjunto

de factores. técnica del vertido {abierto o con dispositivos de difusión, cercano a la costa o alejado de ella, en superficie o profundidad, etc.), condiciones locales {condiciones físico-químicas de circulación del agua), potencia de la central, etc.

Plancton: En cuanto al efecto que produce el vertido de agua caliente sobre el fitoplancton, los conocimientos son escasos ya veces contradictorios. Así CARPENTER (1972), estudia en estanques el fitoplancton del estuario de Pamlico {Carolina del Norte) demostrando que el calentamiento del agua en los estanques experimentales {5°C. superior al de los testigos) producía un aumento en la diversidad y en la sucesión de las poblaciones fitoplanctónicas.

KERAMBRUN {1978) señala la dificultad de apreciar las consecuencias del efecto térmico sobre el plancton del medio receptor, pues considera casi imposible separar dicho efecto del producido en el tránsito por los conductos. El calentamiento favorece el aumento de dinoflagelados en detrimento de las diatomeas, pudiendo prQducir eventualmente durante el invierno, y en forma más acusada en verano. aguas pobres en productividad primaria por inhibición de la fotosíntesis {MORGAN & STROSS. 1969; BALLESTER. 1976).

Zoobentos: BARNETT {1971, 1972) no observa cambios en la densidad de las poblaciones del bivalvo Tellina tenuis al aumentar la temperatura del agua. mientras que existe un crecimiento acelerado de sus estados juveniles. Comprueba igualmente la existencia de una reproducción precoz en el caso del anfípodo Urothoe brevicornis y en el gasterópodo Nassarius reticulatus que puede generar poblaciones de talla inferior a lo normal y una importante mortalidad si son transportados por .las corrientes a zonas marinas más frías.

En cuanto al desarrollo embrionario y vitalidad de los embriones. WEAR {1974) señala que ligeros cambios en la temperatura son suficientes para alterar la época reproductiva y la capacidad de fecundación de algunas especies.

Fitobentos: En general las Macrofitas parecen ser más sensibles a los vertidos térmicos que los invertebrados bentónicos. En zonas cerradas tropicales y subtropicales se produce una destrucción masiva de algas {WOOD & ZIEMAN. 1969), desapareciendo familias tales como Rodophyceas {algas rojas), Feo- phyceas {algas pardas), Chlorophyceas {algas verdes) y Briopsidophyceas. en un área comprendida entre 12 y 20 Ha. Las Fanerógamas marinas desaparecían en un áre de 9 Ha. a partir de la salida del efluente.

KOLEHMAINEN et al. {1975) estudiaron una zona de Puerto Rico próxima a una central, encontrando igualmente una disminución de la diversidad específica de las poblaciones bentónicas, y paralelamente un desarrollo de Cianoficeas apareciendo grandes formaciones filamentosas que se elevaban desde el fondo hasta la superficie cuando los veranos eran muy cálidos.

En lo que concierne a regiones templadas, los vertidos térmicos parecen tener consecuencias menos graves. En las comunidades vegetales de estas zonas existen especies de aguas frías y de aguas calientes. Los efluentes de las centrales eléctricas determinan zonas de dispersión, cuyas temperaturas. superiores en 1°C. a 6° C. a las normales, favorecen la proliferación de especies de aguas cálidas y producen una disminución de las que poseen tendencias septentrionales en el hemisferio Norte {TURNER & STRACHAN, 1969; NORTH & ADAMS, 1969; ABBOTT & NORTH, 1971).

KERAMBRUN {1976) y VERLAQUE {1976), estudian respectivamente el 265

plancton y el macrofitobentos próximo a la central térmica de Martigues-Ponteau (Mediterráneo) encontrando en las aguas someras una sucesión de poblaciones que partiendo del punto de vertido son en primer lugar muy euritermas y eurihalinas (Corallina elongata y Gelidiales en el fitobentos) alrededor del efluente. Las poblaciones existentes en un radio de 200-500 m. están integradas por las especies de tendencia tropical, encontrando una zona de estacionamiento y decantación, muy empobrecida, más allá de los 500 m. Existe un empobrecimiento del fitobentos a medida que nos aproximamos al punto de salida del efluente, además de modificaciones estacionarias, del invierno al verano, que se traducen en una aceleración en los progresos de degradación. (VERLAQUE & BOUDOURESQUE, 1976).

De todas formas, dicha central no parece producir incidencias negativas sobre el fitobentos marino superficial, por la temperatura relativamente moderada de su efluente (30°c. de media en verano), fijándose en 32-33°C. la temperatura por encima de la cual se produciría una mortalidad masiva del fitobentos.

Peces: En cuanto a los peces, el impacto de la polución térmica presenta las mismas características que para los demás organismos: aumento en Ja intensidad del metabolismo, alteraciones en la reproducción, modificaciones etológicas, etc., además de la mortandad producida en los choques contra las rejas filtradoras cuando la velocidad en la toma de agua es grande. Las especies termófilas se encuentran más favorecidas.

Utilización de cloro líquido 

Dicha práctica se utiliza para eliminar los organismos incrustantes de la superficie interna de los circuitos (mejillones, ostras, cirrípedos, ascidias, etc.) Puede provocar cierta polución del medio marino debido a las propiedades biocidas del cloro y también a la posibilidad de combinación de este elemento con determinadas moléculas orgánicas presentes en el agua de mar (por ejemplo, formación de cloraminas).

La cloración puede realizarse de una manera continua (0,5 ppm en el condensador) o mediante un tratamiento de choque, efectuando inyecciones de algunos ppm durante al menos 10 minutos una o varias veces al día. En ambos casos, las concentraciones medidas en el vertido son débiles, inferiores a 0,5 ppm para la cloración en continuo (GRAS & KALANSKI, 1974).

BALLESTER (1976) cita que en la central de Vandellós, según datos obtenidos de la Compañía Hispano Francesa de Energía Nuclear, S. A., propietaria de dicha central, las cantidades de (;loro utilizadas son muy considerables, alcanzando en tratamientos de choque 3,5 ppm de cloro, e inyectando al mismo tiempo en forma continua 1 ppm. (1 gr. de cloro por m3 de agua de refrigeración) durante los meses de Abril a Junio y de Septiembre a Octubre.

Diversos autores han estudiado la toxicidad del cloro residual para algunos organismos marinos en función del tiempo de exposición. Un resumen de los resultados obtenidos puede verse en la siguiente tabla: