Impacto ambiental de la marea negra del Prestige

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Impacto ambiental de la marea negra del Prestige: efectos sobre los ecosistemas
marinos y los recursos pesqueros. Papel de la comunidad científica en la respuesta
a la crisis
Juan Freire, Luis Fernández, Eduardo González-Gurriarán & R. Muiño
Departamento de Bioloxía Animal, Bioloxía Vexetal e Ecoloxía, Universidade da Coruña,
Campus da Zapateira s/n, 15071 A Coruña
[email protected]
INDICE
1. Introducción
2. Bases para la comprensión del impacto ecológico de los vertidos accidentales de
hidrocarburos
2.1. Elementos comparativos: mareas negras previas
2.2. Breve historia del vertido
2.3. Tipos de hábitats afectados, persistencia de la contaminación y tiempos de
recuperación de las comunidades bióticas
2.4. Composición química y envejecimiento del fuel
3. Impacto sobre los organismos y comunidades marinas
3.1. Hipótesis sobre los niveles de afectación de los organismos y comunidades bióticas
3.2. Modos de afectación de los organismos
3.3. Redes tróficas y procesos de bioacumulación
4. Impacto sobre los recursos vivos
4.1. Cambios demográficos: efectos a corto, medio y largo plazo
4.2. Evidencias de efectos de la marea negra del Prestige sobre los recursos vivos
4.3. El percebe como un ejemplo de respuesta compleja que necesita acciones de
recuperación
5. Impacto sobre las pesquerías
5.1. Efectos sobre los aparejos
5.2. Cierres de zonas y cese de actividad: causas y consecuencias
5.3. Efectos comerciales
6. Redes de monitorización
6.1. Diseño, implementación y utilización en la gestión de crisis
6.2. Experiencias previas. El caso del Erika
6.3. Redes de monitorización de la marea negra del Prestige en Galicia
7. Seguridad alimentaria
7.1. Caracterización científica y técnica del problema
7.2. Riesgos para la salud humana
7.3. Definición de criterios para la seguridad alimentaria
7.4. Situación actual en España y la Unión Europea
7.5. Niveles de contaminantes y gestión de la seguridad alimentaria en el caso del Prestige
8. Papel de la comunidad científica en la evaluación y gestión de la catástrofe
8.1. Estructura organizativa de la comunidad científica
8.2. La respuesta científica de la administración central y autonómica
8.3. Respuesta científica y social de la universidad
8.4. Acciones de investigación con financiación pública en curso
8.5. Recomendaciones para la organización de la respuesta científica y diseño de un plan de
contingencia
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1. Introducción
Este capítulo aborda la catástrofe del Prestige desde el análisis del impacto ambiental,
con especial hincapié en los ecosistemas y recursos naturales. Para ello se plantean dos
temas principales. En primer término, se presentarán una serie de análisis e hipótesis
sobre el potencial impacto ecológico de la catástrofe del Prestige en los ecosistemas
marinos, especialmente costeros, y los daños asociados que se pueden generar sobre los
recursos pesqueros y marisqueros gallegos. En segundo término, se reflexionará sobre
diversos temas relacionados con el papel de los científicos y de las comunidades
científicas gallega y española en la evaluación de la catástrofe, la valoración de daños y
la recuperación de los ecosistemas afectados.
Como consideración previa, debemos tener en cuenta que es demasiado pronto para
realizar una evaluación de los daños causados o de la recuperación (a lo largo de este
capítulo se planteará que muchos de los efectos serán evidentes en plazos de varios
años), pero sí podemos hacer ciertas previsiones en función del conocimiento científico
existente sobre mareas negras y sus efectos sobre los ecosistemas marinos, y de la
información con la que empezamos a contar sobre el caso concreto del Prestige.
No entraremos aquí en valoraciones sobre la gestión de esta crisis y sus consecuencias
sociopolíticas, temas que son abordados en otros capítulos. Pero sí debemos tener en
cuenta que la actividad científica ha estado en ciertos momentos en el centro del debate
público y de los enfrentamientos políticos, y que las actitudes y respuestas de los
científicos han estado condicionadas por este contexto sociopolítico. Posiblemente, esta
situación ha creado el peor contexto posible para la realización de su trabajo.
Las mareas negras son eventos puntuales pero agudos de contaminación, y como tales
generan efectos a corto plazo, muy evidentes y en ocasiones espectaculares, y a medio y
largo plazo, menos aparentes pero en muchas ocasiones más importantes desde el punto
de vista ecológico y económico. Una consecuencia de estas escalas temporales es la
percepción social del problema, con un elevado interés y preocupación inicial que se
suele reducir drásticamente mucho antes de que el impacto realmente desaparezca. Este
3
patrón de comportamiento social puede asimismo trasladarse a la actividad científica
que en ocasiones se concentra en el corto plazo, pero descuida el medio y largo plazo.
Los efectos ecológicos de las mareas negras son muy variables, de modo que vertidos
aparentemente similares pueden desencadenar procesos muy diferentes, dependiendo
de diversas cuestiones, por lo que es imprescindible descender a los detalles técnicos
para comprender las consecuencias de catástrofes de este tipo. Así, cuestiones tan
diversas como la química del producto derramado, la granulometría de los sedimentos
afectados, o la época del año del vertido y su relación con los ciclos reproductivos de las
especies, sólo por poner algunos ejemplos, pueden ser factores decisivos en la evolución
del problema.
A pesar de lo anterior, se suelen hacer valoraciones genéricas del impacto de las mareas
negras que en muchos casos no aciertan en sus predicciones o simplemente no focalizan
adecuadamente la cuestión por no tener en cuenta los detalles del problema. Un vertido
accidental de hidrocarburos constituye un problema de una gran complejidad biológica,
social y económica. En primer lugar, afecta al ecosistema (incluyendo al hombre como
parte del mismo), que es un sistema complejo compuesto de numerosos elementos que
interaccionan entre ellos, creando una dinámica no lineal de difícil predicción. Por esta
razón no existen soluciones rápidas y sencillas, y desde nuestro punto de vista, es
preferible aceptar la complejidad e incertidumbre que tenemos en nuestro conocimiento,
y diseñar planes de monitorización que nos permitan ir aprendiendo sobre la marcha y
adaptando nuestra gestión de la crisis a los nuevos datos existentes.
En este capítulo se tratará de presentar las cuestiones que consideramos claves para
entender la naturaleza y evolución previsible de esta marea negra. Complementaremos
la información existente sobre el caso del Prestige con las experiencias previas sobre
otras catástrofes, especialmente las del Exxon Valdez (Alaska) y del Erika (Francia).
Como se verá posteriormente, nos centraremos en dos cuestiones para entender la
naturaleza y evolución del impacto ecológico: la escala geográfica y el tipo de hábitats
afectados, y la composición química y la evolución temporal en el mar del producto
derramado.
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Basándonos en estos hechos, analizaremos qué tipos de organismos, especialmente de
interés comercial, podrán estar potencialmente más afectados y los tipos de afectación.
Dentro de estos procesos, plantearemos la hipótesis de que el más relevante en este caso
será la entrada de contaminantes en las redes tróficas y los procesos de bioacumulación
asociados. Con esta base, analizaremos los impactos sobre el sector pesquero ya
percibidos o aún potenciales, debido a los efectos sobre los organismos y también a
cuestiones económicas (cierres cautelares, mercados) e incluso de seguridad
alimentaria. Examinaremos los sistemas de monitorización existentes, comparando las
experiencias previas, por ejemplo en Francia, con lo que se está haciendo a día de hoy
en Galicia. Por último se trata el problema de la seguridad alimentaria, dada la
importancia y repercusiones que presenta a nivel social.
Una vez analizadas las bases del impacto ecológico, finalizaremos con una reflexión
sobre el papel jugado por la comunidad científica en la evaluación y gestión de la
catástrofe del Prestige: su respuesta, la organización de su actividad y su implicación en
la evaluación de daños.
2. Bases para la comprensión del impacto ecológico de los vertidos accidentales de
hidrocarburos
2.1. Elementos comparativos: mareas negras previas
Dentro de la intensa y a la vez corta historia de mareas negras en todo el mundo, Galicia
es tristemente una zona destacada. Utilizaremos principalmente tres mareas previas
como elemento comparativo y marco de referencia:
•
Exxon Valdez en Alaska (1989), por su repercusión en los medios de
comunicación e intensidad de estudio. Es probablemente el vertido marino de
hidrocarburos más estudiado, y en el que se han realizado más inversiones tanto
en investigación como en evaluación de daños y recuperación del ecosistema.
•
Aegean Sea en el Golfo Ártabro (hundimiento frente a la bahía de A Coruña)
(1992), por su proximidad geográfica y en el tiempo.
5
•
Las dos mareas citadas fueron provocadas por crudo, un producto con un
comportamiento químico muy distinto al del fuel, que es el protagonista de la
marea negra del Erika en Francia en 1999 y del Prestige.
2.2. Breve historia del vertido
La historia del naufragio del Prestige y de la llegada de fuel a nuestras costas es bien
conocida y una detallada cronología de los acontecimientos se recoge en otro capítulo.
El trayecto del barco del 13 al 19 de noviembre provocó una dispersión importante del
vertido que afectó especialmente a toda la Costa da Morte. El petrolero terminó
hundiéndose a unos 3800 m cerca de la planicie abisal y siguió vertiendo, amenazando
potencialmente a una enorme área marina. Fruto de las sucesivas mareas negras, todo el
litoral atlántico gallego se vio afectado. Los efectos iniciales fueron especialmente
importantes en la Costa da Morte y en las Islas Atlánticas, que actuaron de pantalla
sobre las Rías Baixas, donde el impacto se limitó a la zona externa (especialmente el
norte y sur de la Ría de Arousa: Corrubedo - Aguiño y A Lanzada - O Grove,
respectivamente).
Los vertidos que se generaron después del hundimiento, tal como ahora se reconoce,
fueron mucho más importantes (o quizás aún lo son) de lo que las primeras
estimaciones parecían indicar (entre 125 y 1 tm por día). Estas nuevas mareas pusieron
en peligro desde el sur de Galicia a la costa atlántica francesa, y en su viaje parte del
fuel se depositó en fondos de la plataforma continental. Este es un hecho único en la
historia de las mareas negras, y que por tanto es difícil de evaluar en sus repercusiones
ecológicas y económicas.
Para hacernos una idea comparativa, los casos del Exxon Valdez y del Erika son los más
próximos aunque con escalas espaciales muy inferiores. Así en Alaska la marea se
prolongó por dos meses afectando unos 1000 km de costa, pero las zonas submareales y
más profundas fueron escasamente dañadas.
2.3. Tipos de hábitats afectados, persistencia de la contaminación y tiempos de
recuperación de las comunidades bióticas
6
Los efectos
ecológicos de un vertido de
hidrocarburos van
a depender
fundamentalmente de los tipos de hábitats afectados. Tres circunstancias van a
determinar la llegada del vertido a diferentes hábitats:
1.
Trayectoria del vertido antes de depositarse definitivamente sobre el sustrato o
antes de ser recuperado, lo cual depende a su vez de las condiciones
climatológicas y oceanográficas.
2.
El comportamiento del fuel en el mar; lo que se conoce como proceso de
envejecimiento, incluyendo la evaporación, solubilización y fotooxidación (que
incrementa la toxicidad) y los cambios de densidad y viscosidad.
3.
Tipos de costa a los que llegan los vertidos.
En el caso del Prestige, el trayecto del barco y la localización de la zona de hundimiento
han determinado que prácticamente todos los hábitats marinos hayan estado y aún se
encuentren en peligro potencial. Podemos intentar hacer una primera clasificación del
nivel de afectación (muchos de los argumentos para esta clasificación los iremos
analizando posteriormente, y contienen una cierta dosis de especulación por el breve
tiempo transcurrido). Si establecemos una escala cualitativa con tres niveles de impacto
1) escaso o nulo, 2) moderado y 3) alto, todo el sistema pelágico (columna de agua) se
situaría en nuestra opinión en el primer nivel, por las características físico-químicas del
fuel, con impactos puntuales sólo en las zonas donde las manchas se localizaron
transitoriamente en la columna de agua. El sistema bentónico (los fondos marinos) de la
plataforma continental (desde aprox. 50-100 m a aprox. 500 m) se han visto afectados
moderadamente, pues si bien el fuel ha llegado a sus fondos, su gran extensión ha
difuminado en parte los efectos. Aún así, siendo un sistema más difícil de estudiar que
el costero, puede que no estemos percibiendo una parte del problema. A modo de
ejemplo, recientemente se ha entablado una cierta polémica sobre el grado de afectación
de los fondos por el fuel. Pescas experimentales realizadas por el IEO en Abril y Mayo
de 2003 muestran un impacto importante, observado como presencia de fuel en el arte
de arrastre, en la plataforma continental situada frente a la Costa da Morte y Golfo
Ártabro, así como en zonas del Cantábrico1. Por el contrario, observaciones realizadas
mediante un robot submarino y encargadas por el Ministerio de Fomento, dan resultados
completamente negativos respecto a la presencia de fuel.
1
Sánchez F. (2003). Informe nº 14. Presencia de fuel en el fondo de la plataforma de Galicia y mar
Cantábrico. Situación en primavera de 2003. http://www.ieo.es/Prestige/IEO_Prestige_intro.html
7
Creemos que los efectos ecológicos fundamentales se sitúan en la zona costera, tanto
terrestre (en este caso en buena parte debido a las labores de limpieza), como en el
dominio marino bentónico. No analizaremos en este capítulo los efectos sobre la zona
terrestre. El ecosistema marino lo podemos dividir siguiendo el criterio del tipo de
sustrato, rocoso o arenoso, y analizaremos cómo evolucionan las mareas negras en cada
uno de ellos. También lo podemos dividir en intermareal e infralitoral y, al contrario que
en otras catástrofes, en el caso del Prestige ambos han sido muy afectados.
Por último sólo recordar que la zona profunda de hundimiento posiblemente ha sido
afectada, pero nos atreveríamos a especular que sólo muy puntualmente. En cualquier
caso, nuestra escasez de conocimientos de la zona y la dificultad de estudio, no nos
permiten plantear hipótesis más serias.
Centrémonos ahora en el comportamiento de las zonas rocosas intermareales afectadas
(que no han sido objeto de limpieza)2. En las zonas expuestas (con elevada intensidad
de oleaje) el petróleo en el momento del impacto alcanza la zona superior (e incluso la
zona adlitoral terrestre) y también se acumula en la zona de impacto mayor del oleaje.
Posteriormente, se produce un lavado continuo que va despegando el fuel a lo largo de
las semanas y meses iniciales y retornándolo de nuevo a la columna de agua.
En costas protegidas, el impacto puede ser mucho mayor, dado que el petróleo queda
atrapado entre las rocas, por ej. en zonas de cantos (como los “coidos”) e incluso
penetra en los estratos inferiores. Este producto puede ir migrando lentamente a través
del sustrato hasta volver a la zona submareal o se solubiliza y constituye un foco de
contaminación prolongado.
El tiempo de residencia del petróleo en sustratos rocosos es muy variable y depende del
tipo de costa (grado de exposición), desde zonas muy expuestas a playas de cantos muy
protegidas. Las evidencias existentes de estudios de diversas mareas negras, señalan que
los tiempos de permanencia pueden llegar a ser muy prolongados, hasta >10 años en
2
IPIECA (Internacional Petroleum Industry Environmental Conservation Association) (1995). Biological
impacts of oil pollution: rocky shores. IPIECA Report Series 7.
IPIECA (2000). Biological impacts of oil pollution: sedimentary shores. IPIECA Report Series 9.
http://www.ipieca.org/
8
zonas protegidas, y que existe una gran variabilidad (entre 1 y 12 años para costas
aparentemente similares).
Pero una cuestión relacionada con la anterior, y posiblemente la de mayor interés, es el
tiempo que tarda en recuperarse la comunidad biótica que habita este tipo de hábitats
rocosos. Debemos tener en cuenta que el concepto de recuperación en ecología no
cuenta con una definición simple, y que los ecosistemas que sufren perturbaciones (bien
sean naturales o de origen humano) pueden cambiar de estado presentando nuevamente
estabilidad a no ser que sean perturbados de nuevo, sin que tenga lugar una
recuperación del estado original. Se considera que las zonas expuestas pueden
recuperarse en general en menos de 2 años (volviendo a la estructura de las
comunidades bióticas y niveles de abundancia y biomasa similares a las condiciones
previas), pero en zonas protegidas se ha observado en ocasiones que transcurridos más
de 10 años la recuperación aún no ha sido total.
Las zonas sedimentarias intermareales e infralitorales muy protegidas, son el lugar
natural de acumulación final de todos los materiales que se encuentran en deriva en el
mar, y el petróleo no es una excepción. En zonas de sedimento grueso, arenas, en que la
exposición hidrodinámica es alta, la porosidad de sustrato es elevada con lo que el
petróleo puede penetrar rápidamente y depositarse en profundidad formando capas
continuas. De esta forma, su permanencia en zonas de actividad biológica (restringida a
las capas superiores, en general 10-20 cm) puede ser baja pero con una elevada
biodisponibilidad inicial, al menos de la fracción soluble. En áreas fangosas, que son
zonas de acumulación natural por su escasa porosidad, la penetración se produce
fundamentalmente a través de estructuras biogénicas (tubos y perforaciones debidas a
animales). El petróleo queda prácticamente inmovilizado, permaneciendo periodos
prolongados, pero con escasa biodisponibilidad de la fracción soluble. Sin embargo,
puede entrar en la cadena trófica a través de organismos que lo ingieren directamente
con el sedimento (organismos detritívoros o sedimentívoros), y este proceso puede ser
especialmente relevante en casos como el fuel del Prestige con un porcentaje muy alto
de compuestos pesados y poco solubles.
2.4. Composición química y envejecimiento del fuel
9
El fuel del Prestige es una mezcla compleja de hidrocarburos, en la que pueden ir
añadidos otros elementos como metales pesados. La composición química del fuel del
Prestige ha ido modificándose en función de su tiempo de permanencia en el mar
(recién vertido vs. en emulsión o ya envejecido)3.
Los hidrocarburos presentes pueden clasificarse en cuatro grandes grupos: saturados
(alrededor del 50%), resinas y asfaltenos (alrededor del 15-25%), e hidrocarburos
aromáticos policíclicos (HAPs) (que representaban un 25% inicialmente y un 50% en el
caso del fuel envejecido). Estos últimos son especialmente relevantes desde el punto de
vista de la contaminación por su toxicidad para los organismos y el hombre. En el caso
de los HAPs, llama la atención la escasa variabilidad de su composición con el
envejecimiento, aunque se observa un incremento en la proporción de compuestos más
pesados y por tanto menos volátiles y solubles. Se estima entre un 2 y un 5% de
evaporación de HAPs en las dos semanas iniciales. Comparándolo con otras mareas
negras, la composición es similar aunque en el Erika la proporción de HAPs fuese
mayor.
El fuel también contenía otros contaminantes como metales pesados. Por ejemplo, datos
de análisis realizados por el Consejo Superior de Investiagciones Científicas (CSIC) y
por el Institut Française de la Mer (IFREMER)4, indican valores altos de niquel y
vanadio (entre aquellos potencialmente más tóxicos) y mucho menores de otros. Se
conocen mucho menos los efectos tóxicos de estos compuestos, o su comportamiento en
el mar, y los datos proporcionados por IFREMER del caso del Erika indican niveles
elevados sólo en el corto plazo (1-2 meses), tanto en el medio como en los organismos.
Centraremos el resto de nuestra atención en los hidrocarburos aromáticos.
3
La composición del fuel vertido por el Prestige ha sido analizada por diversas instituciones y grupos de
investigación. Señalaremos dos referencias:
• Centre de Documentation, de Recherche et des Expérimentations sur les Pollutions
Accidentelles des Eaux (CEDRE); resultados disponibles en su web (http://www.le-cedre.fr/)
• Informe Técnico CSIC 'Prestige' Número 01. Caracterización del vertido y evolución preliminar
en el medio. http://csicprestige.iim.csic.es/
4
Informe Técnico CSIC 'Prestige' Número 02. Presencia de metales pesados en la zona de hundimiento
del petrolero Prestige y composición de metales y complejantes del fuel emulsionado de la costa.
http://csicprestige.iim.csic.es/
Datos de IFREMER disponibles en su web dedicada a la marea negra del Prestige:
http://www.ifremer.fr/envlit/prestige/index.htm
10
Tomando como referencia la composición en HAPs del fuel del Prestige, al ser la parte
que realmente puede ser preocupante desde el punto de vista tóxico, dentro de los
aproximadamente 40 compuestos identificados en este caso, debemos distinguir
aquellos de bajo peso molecular (en sentido relativo), con 2 o 3 anillos de benceno (el
componente básico de estos hidrocarburos), y de alto peso molecular, con 4 a 6 anillos.
El incremento de peso molecular supone una disminución importante de la volatilidad y
solubilidad, que a su vez son determinantes para comprender su persistencia y vías de
toxicidad. Así, los compuestos de bajo peso molecular presentan una elevada
biodisponibilidad a corto plazo al solubilizarse rápidamente (incluso son los más
preocupantes en las labores de limpieza por su volatilidad), pero desaparecen
rápidamente del medio. Por el contrario, los de elevado peso molecular, aunque sufren
una movilización mucho más lenta (y por tanto no generan efectos agudos) son mucho
más persistentes, por lo que pueden permanecer en los fondos (especialmente en los
sedimentos) en periodos muy prolongados. Estos compuestos persistentes, si se dan las
condiciones adecuadas, pueden ir introduciéndose lentamente en las redes tróficas y ser
la causa de la toxicidad a largo plazo de vertidos de hidrocarburos.
Dentro de los HAPs, el benzo(a)pireno se considera el compuesto de mayor toxicidad,
al menos para el hombre, y se han desarrollado métodos de estandarización de la
composición química de hidrocarburos en términos de equivalencia en toxicidad. Para
ello se establecen equivalencias entre la toxicidad el benzo(a)pireno y de otros
hidrocarburos, y se estima la toxicidad total en equivalentes de este compuestos.
Medida de este modo, la toxicidad del Prestige es de 45.8 mg/kg (equivalente a un
vertido con esta cantidad de benzo(a)pireno, en el que éste fuese el único compuesto
tóxico), muy inferior a la del Erika que alcanzó valores de 88.7 mg/kg5.
En función de la composición química y los procesos físicos y químicos de
envejecimiento, se puede predecir que la parte pesada del fuel podrá permanecer en los
sedimentos durante años. El caso del Exxon Valdez nos proporciona un buen ejemplo de
la persistencia de hidrocarburos en los ecosistemas a medio y largo plazo, dado que se
llevó a cabo una monitorización muy detallada a largo plazo, en estudios realizados en
5
http://www.ifremer.fr/envlit/prestige/index.htm
11
sedimentos6. En resumen, los HAPs de bajo peso molecular desaparecieron totalmente
del medio en 2-3 años, mientras que los de elevado peso molecular aún permanecían en
los sedimentos 4 años después del vertido.
3. Impacto sobre los organismos y comunidades marinas
3.1. Hipótesis sobre los niveles de afectación de los organismos y comunidades
bióticas
El factor fundamental que va a determinar el grado de afectación de los organismos va a
ser la presencia de fuel en sus hábitats y la persistencia y biodisponibilidad del mismo.
Así, las hipótesis que hemos desarrollando previamente sobre el grado de afectación de
los diferentes hábitats marinos pueden permitirnos desarrollar otras complementarias
sobre la potencial afectación de los organismos. Comentaremos a continuación los
niveles de afectación previsibles tanto para distintas comunidades bióticas como para
los recursos vivos que forman parte de ellas.
Como se planteó anteriormente, los niveles de contaminantes presentan una alta
variabilidad espacial, tanto en la dimensión vertical del ecosistema marino (con niveles
bajos de hidrocarburos en la columna de agua y mayores en los fondos), como
horizontalmente, incrementándose la concentración en zonas costeras. De este modo,
los organismos pelágicos (tanto el plancton como necton, incluyendo diversos peces
pelágicos de interés comercial, sardina, caballa, jurel, …) presumiblemente se verán
escasamente afectados de modo directo. Aún así, no debemos obviar que las manchas
de fuel en su trayectoria, pueden haber modificado el comportamiento de los animales
móviles (nectónicos), provocando cambios en los patrones de distribución, lo cual
podría repercutir gravemente en la capturabilidad de la pesquería.
El principal impacto se va a producir en las comunidades bentónicas (en contacto con
los fondos marinos) y demersales (con relación con el fondo pero cierta movilidad
vertical en el sistema pelágico). El nivel de impacto va a depender, fundamentalmente,
6
Shigenaka G. (ed.) (1997). Integrating physical and biological studies of recovery from Exxon Valdez
oil spill. NOAA Technical Memorandum NOS ORCA 114. NOAA Disponible en la web de National
Oceanic and Atmospheric Administration (NOAA), Office of Response and Restoration:
http://response.restoration.noaa.gov/
12
de la concentración final que el vertido alcance en los distintos hábitats. En el caso de
los fondos de plataforma continental (aprox. 50 m a 200 m) y talud (>200 m de
profundidad), aunque se ha registrado una presencia importante de fuel (tanto en
sedimentos medida mediante métodos analíticos, como en fondos medida por su
presencia en aparejos de pesca)7, la concentración final debe ser inferior a la detectada
en zona costeras. Los fondos de plataforma, de este modo, aunque pueden tener
impactos locales altos, sufrirían probablemente un impacto global medio o bajo. Con
respeto a los recursos comerciales, prácticamente todas las especies de interés (peces
como merluza, rape, gallo, ..; cefalópodos como pulpo blanco o potas), presentan una
elevada movilidad y es posible que respondan a impactos locales, mediante cambios en
su distribución. Sólo en el caso de la cigala, con una movilidad muy inferior, y con
dependencia del sedimento muy elevada y se podría esperar un mayor impacto.
Dentro de la zona costera, los impactos potenciales van a ser mucho más elevados, tanto
por la elevada cantidad de vertido que a llegado a la costa, como por la extensión de la
zona afectada (tramos de costa y afectación de la zona intermareal e infralitoral). Del
mismo modo que se comentó anteriormente, el nivel de afectación va a depender del
hábitat y movilidad, por lo que posiblemente los organismos móviles (con recursos
como peces: rodaballo, lubina, faneca, congrio, …, cefalópodos: pulpo y sepia, o
crustáceos decápodos: centolla, nécora, camarón, ..., que son explotados por la flota de
bajura o artesanal), tendrán niveles intermedios (posiblemente mayores en los
crustáceos por su menor movilidad), y las comunidades bióticas sésiles y sedentarias
sufrirán el mayor impacto. Es destacable que dentro de este tipo de comunidades se
encuadran los recursos marisqueros, que habitan tanto sustratos rocosos en la zona
intermareal (como el percebe y la semilla de mejillón), y submareal (erizo y oreja de
mar), como fondos sedimentarios (bivalvos: almejas, navaja, longueirón, berberecho, ..).
3.2. Modos de afectación de los organismos
7
Informes del IEO disponibles en su web (http://www.ieo.es/Prestige/IEO_Prestige_intro.html):
IEO (2003). Informe nº 2. Contenido de hidrocarburos en el sedimento.
Sánchez F. (2003). Presencia y cuantificación de fuel en el fondo de la plataforma de Galicia.
Punzón A. & A. Serrano (2003). Informe nº 9. Presencia y cuantificación de fuel en el fondo de la
plataforma del mar Cantábrico.
Villamar B. (2003). Informe nº 10. Operatividad de las artes de pesca cerco y línea de mano ante la
presencia de fuel ene. Cantábrico.
Sánchez F. (2003). Informe nº 14. Presencia de fuel en el fondo de la plataforma de Galicia y mar
Cantábrico. Situación en primavera de 2003.
13
Básicamente, los vertidos de hidrocarburos originan diferentes problemas fisiológicos y
bioquímicos en los organismos afectados, que van a tener consecuencias sobre su
viabilidad y éxito reproductivo y pueden provocar alteraciones genéticas. Todos estos
procesos, determinan cambios en la eficacia biológica de los organismos afectados, y
por lo tanto generan respuestas demográficas (cambios en el tamaño y crecimiento
poblacional). Los cambios a nivel poblacional, junto con las modificaciones del hábitat,
van a generar cambios en las interacciones ecológicas entre los diferentes componentes
de los ecosistemas.
Podríamos clasificar los efectos directos sobre los organismos en tres grandes grupos:
1. Efectos directos letales: motivados por la impregnación del fuel o la sofocación,
que pueden causar una mortalidad directa al impedir la respiración o modificar
la resistencia térmica (como sucede por ejemplo en el caso de las aves). Estos
efectos son físicos y se deben al contacto directo del fuel con los organismos, sin
necesidad, en muchos casos, de que se produzca la ingestión de los
contaminantes.
2. Efectos
directos
subletales:
motivados
por
el
contacto
directo
(fundamentalmente a nivel tisular, tras la ingestión de los hidrocarburos) de los
contaminantes con el organismo, sin que se provoque la muerte del mismo, pero
sí alteraciones genéticas, bioquímicas o fisiológicas que pueden reducir su
viabilidad y eficacia biológica. Aquí se encuentran todos los efectos tóxicos de
los hidrocarburos, en particular de los HAPs, que aunque menos evidentes
inicialmente, son mucho más importantes con el paso del tiempo. Como
veremos, la bioacumulación de contaminantes puede determinar efectos
subletales de considerable relevancia, aún en organismos que aparentemente no
se encuentran en contacto con el vertido.
3. Efectos indirectos: perturbaciones a los ecosistemas. Las alteraciones de la
biología de los organismos y su consecuencias demográficas, en último término,
desembocarán en cambios en la estructura de las comunidades ecológicas y, por
lo tanto, en una alteración de la red de las interacciones existentes. Entre los
principales procesos afectados, nos encontraríamos con las alteraciones del
hábitat, cambios en las relaciones entre predadores y presas, entre competidores,
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alteraciones en los niveles de productividad y, por último, cambios en las redes
tróficas. Este último aspecto será analizado a continuación con más detalle, pues
consideramos que puede ser clave para comprender el impacto ecológico a
medio y largo plazo.
En general, no existen muchas evidencias sobre efectos directos de las mareas negras,
salvo los casos de mortalidades catastróficas de aves marinas. Este hecho no debe
interpretarse de un modo simple como la demostración de una falta de impactos, sino
por el contrario como una demostración de la dificultad de documentar este tipo de
procesos, salvo en organismos de gran tamaño y fácil monitorización (en el caso de las
aves, los registros se obtienen mediante censos en playas y pueden ser realizados por
voluntarios). Así, no existen evidencias de efectos directos significativos en áreas
oceánicas, hábitats de difícil observación y en los que la concentración que alcanzan los
hidrocarburos vertidos suele ser baja. Por el contrario en las áreas costeras sí existen
referencias a mortalidades catastróficas generadas de modo directo por mareas negras.
Debemos tener en cuenta que en las zonas costeras, como ya se discutió previamente,
los efectos potenciales pueden ser muy superiores a los de zonas oceánicas. En
particular, dentro de los ecosistemas costeros, presentan un mayor riesgo aquellas
especies con tamaños poblacionales pequeños y/o hábitats reproductivos restringidos (y
que por tanto tienen mayor riesgo de verse afectados por eventos localizados como son
la llegada de una marea negra).
Dentro de las zonas costeras existen una serie de factores de riesgo, que podrían
determinar el impacto de una marea negra sobre los organismos de esa zona:
•
Grandes mareas negras, que pueden cubrir buena parte del área de distribución
de ciertas especies o poblaciones.
•
Mareas negras coincidentes con periodos de puesta, dado que el principal
impacto se genera sobre los procesos reproductivos y la sensibilidad de las fases
vitales iniciales (embriones, larvas) es muy superior a la de otras fases.
•
Afectación de hábitats clave y restringidos para ciertas especies (ej., rías, bahías,
estuarios o marismas que pueden constituir lugares de reproducción o de cría en
numerosas especies).
15
Dentro de los casos documentados de mortalidades catastróficas generadas por mareas
negras, el más conocido por su entidad es el de la mortalidad de peces planos generada
por la marea negra del Amoco Cadiz en 1978 en la Bretaña francesa. En este caso, el
vertido afectó a la primera clase de edad (nacida en 1978) de diferentes especies
comerciales de peces planos que habitan zonas arenosas someras donde se depositó
buena parte del hidrocarburo. Este grupo de edad sufrió una mortalidad prácticamente
total, aunque el reclutamiento se recuperó al año siguiente.
Al contrario que en el caso de los efectos directos, sí existen numerosos ejemplos de
efectos subletales debidos a la toxicidad de hidrocarburos basados principalmente en
estudios experimentales. En resumen, estos estudios demuestran una mayor afectación
de embriones, larvas y juveniles que se manifiesta en tres aspectos básicos de su
biología:
1. Reducción del éxito de eclosión de huevos,
2. Reducción de la supervivencia larvaria cuando los adultos han estado expuestos
durante la maduración gonadal, y
3. Anormalidades morfológicas de las larvas (que limitan su viabilidad)
Todos estos procesos deberían determinar, en último término, una reducción del
esfuerzo y éxito reproductivo de las poblaciones afectadas y por lo tanto, a medio y
largo plazo, disminuir el tamaño poblacional. Pero es en este punto donde se sitúan las
principales dificultades a la hora de demostrar los efectos ecológicos de las mareas
negras (y en particular los efectos negativos sobre la dinámica poblacional), dado que se
necesitan demostrar tres niveles de causalidad para obtener una imagen completa del
problema8:
1. Toxicidad potencial: Niveles de contaminantes en organismos y su distribución
en diferentes órganos y tejidos.
2. Toxicidad efectiva: Relaciones entre niveles de contaminantes y toxicidad,
mediante el análisis de las respuestas fisiológicas y/o genéticas. Este tipo de
investigaciones suelen realizarse en laboratorio mediante una aproximación
experimental, dada la dificultad que representa un estudio de este tipo en el
medio natural. En ocasiones, se utilizan biomarcadores que permiten identificar
8
Carballeira A. (2003). Consideraciones para el diseño de un programa de monitorización de los efectos
biológicos del vertido del Prestige. Ciencias Marinas 29:123-139.
16
efectos tóxicos en poblaciones naturales, mediante la cuantificación de
diferentes componentes bioquímicos o procesos fisiológicos que sólo se
desarrollan en organismos cuando se encuentran expuestos a un contaminante,
como por ejemplo el grupo de enzimas conocido como oxidasas de función
mixta (sistemas MFO, “mixed-fucntion oxidases”). En otros se analizan
parámetros biológicos indicadores de la eficacia biológica del organismo (por
ejemplo, tasas reproductivas) y su variabilidad ligada a la presencia de
contaminantes en el medio o a nivel orgánico.
3. Efectos demográficos. Por último, la fase clave se sitúa en la integración de
respuestas fisiológicas y/o genéticas a nivel poblacional, de modo que se puedan
demostrar los efectos demográficos (sobre el crecimiento y la reproducción) de
la marea negra. Por las propias características de los procesos biológicos
implicados, este tipo de análisis requiere estudios a medio y largo plazo que
combinen la información experimental de las fases 1 y 2 con las observaciones y
la modelización como herramienta de integración de información. Esta
aproximación requiere de considerables recursos económicos y humanos,
sostenidos en el tiempo, para lograr resultados relevantes. Debemos tener en
cuenta que los sistemas ecológicos son variables por su propia naturaleza, y
responden de modo dinámico a un gran número de perturbaciones humanas y
naturales, entre las que una marea negra no es más que un tipo de ellas, aunque
en ocasiones de considerable entidad.
En el caso del Exxon Valdez se han desarrollado programas de investigación a largo
plazo, en los que se han implicado equipos multidisciplinares lo cual ha permitido
abordar de un modo integral los tres aspectos del problema descritos anteriormente, y ha
sido una de las escasas ocasiones en que se ha podido demostrar la relación causal entre
los tres procesos9. Los trabajos desarrollados en el caso del Exxon Valdez se centraron
en poblaciones de peces, aves y mamíferos marinos por su valor económico y/o
ecológico. Como resultados más relevantes podemos destacar que se demostraron
efectos tóxicos sobre embriones y larvas de peces a concentraciones de contaminantes
9
Paine R.T., J.L. Ruesink, A. Sun, E.L. Soulanille, M.J. Wonham, C.D.G. Harley, D.R: Brumbaugh &
D.L. Second (1996). Trouble on oiled waters: Lessons from the Exxon Valdez oil spill. Annual Review of
Ecology and Systematics 27:197-235.
Peterson C.H. (2001). The "Exxon Valdez" oil spill in Alaska: Acute, indirect and chronic effects on the
ecosystem. Advances in Marine Biology 39:1-103.
17
(HAPs) tan bajas como 1 ppm (µg/g) o incluso en casos de pocos ppb (ng/g), con
efectos como reducciones en el crecimiento, aumentos de mortalidad o incluso
alteraciones genéticas que determinaron daños en generaciones posteriores10. Aún así,
en ocasiones las fluctuaciones interanuales observadas en la abundancia de ciertas
poblaciones, como en el arenque, no pudieron ser asignadas causalmente a la marea
negra dado que otros procesos ambientales que afectaban a la dinámica poblacional se
solaparon en el tiempo. En el caso de aves o mamíferos marinos se pudo demostrar en
primer término la causa de sus elevados niveles de contaminantes y/o biomarcadores,
dado que en las especies analizadas su dieta contenía otras especies marinas (como
mejillones o peces) que habían sido afectadas por el vertido y presentaban niveles de
bioacumulación importantes. Por otra parte, en estas mismas especies de aves y
mamíferos se observó un descenso simultáneo en el éxito reproductivo y/o un aumento
de su mortalidad.
3.3. Redes tróficas y procesos de bioacumulación
Dadas las características de la marea negra del Prestige, podemos plantear como
hipótesis de trabajo que los principales impactos se van a producir a medio y largo
plazo, y en la mayor parte de los organismos (y sobre todo aquellos de interés
comercial) los contaminantes se van a introducir con la alimentación. Por tanto es
especialmente importante comprender la estructura de las redes tróficas de los
ecosistemas afectados, los procesos de transferencia de contaminantes entre
compartimentos y las transformaciones que estos compuestos sufren a lo largo de este
proceso.
Una red trófica representa la trama de interacciones tróficas entre compartimentos
dentro de un ecosistema; estos compartimentos son en su gran mayoría especies (en
ocasiones agrupadas en entidades taxonómicas o funcionales superiores) pero también
otras fuentes no vivas de materia orgánica (por ejemplo, materia en suspensión o
detritus en sedimentos). Las interacciones suponen la existencia de una relación
predador-presa (entendida en sentido amplio, incluyendo el caso de los herbívoros o de
los detritívoros). Las redes tróficas reciben precisamente ese nombre por la
10
Ott R., C. Peterson & S. Rice. Exxon Valdez oil spill (EVOS) legacy: Shifting paradigms in oil
ecostoxicology. Disponible en http://www.alaskaforum.org/
18
multiplicidad de interacciones entre componentes, que determinan en su representación
gráfica una malla o red; aún así es posible simplificar su estructura en una cadena
trófica organizando los diferentes componentes por niveles tróficos (básicamente
detritus, productores primarios, herbívoros, carnívoros de primer orden y de segundo
orden), aunque en realidad casi ninguna especie de animal marino puede asignarse
estrictamente a un nivel concreto, y en su mayor parte presentan cierto nivel de
omnivoría.
La bioacumulación hace referencia a un hecho aparentemente paradójico que se puede
observar en los ecosistemas: los niveles orgánicos de contaminantes se incrementan en
general conforme aumenta el nivel trófico, a pesar de que son los niveles tróficos
inferiores (productores, detritívoros, herbívoros) los que interaccionan directamente con
los contaminantes. Para entender esta aparente paradoja debemos tomar en
consideración los siguientes factores:
•
Los contaminantes bioacumulables son compuestos químicamente hidrófobos,
como ya se indicó previamente para el caso de los HAPs. Esta característica
hace que, una vez ingeridos, su eliminación metabólica sea muy lenta y
dificultosa y tiendan a acumularse en órganos de almacenamiento como son
aquellos constituidos por tejidos grasos.
•
La capacidad de detoxificación metabólica es variable en diferentes organismos,
y esto hace que su potencial de bioacumulación sea distinto. La detoxificación
constituye un proceso metabólico, por el cual un organismo transforma las
moléculas contaminantes en nuevos compuestos que ya pueden ser
metabolizados o eliminados más fácilmente. Así, por ejemplo, los bivalvos
presentan una escasa o nula capacidad de detoxificación y por tanto un elevado
potencial de bioacumulación. Por el contrario los peces sí cuentan con la
maquinaria metabólica necesaria para el proceso de detoxificación y por lo tanto
su potencial de bioacumulación es mucho más bajo. Pero al mismo tiempo es
este proceso de detoxificación el que puede generar consecuencias tóxicas para
el organismo, de modo que son los compuestos resultantes de la metabolización
de las moléculas originales de HAPs las que producen efectos tóxicos a nivel
fisiológico y/o genético. No debemos olvidar que en el caso de los humanos,
también contamos con una alta capacidad de detoxificación y por esta misma
razón los HAPs son potencialmente tóxicos para nuestro organismo. Es
19
importante tener en cuenta esta cuestión, dado que el hecho de poder detoxificar
los contaminantes ingeridos no significa una falta de daños biológicos, si no más
bien todo lo contrario.
•
La duración del ciclo vital es determinante del potencial de bioacumulación,
dado que a mayor esperanza de vida mayor es la exposición a contaminantes a
través de la dieta. En general los organismos de gran tamaño y alto nivel trófico
suelen presentar esperanzas de vida mayores que los organismos pequeños y de
bajo nivel trófico por lo que su potencial de bioacumulación es mayor.
En resumen, si consideramos en conjunto todos los factores anteriores, son los
organismos grandes y de elevado nivel trófico (predadores) los candidatos a presentar
mayores niveles de bioacumulación (siempre que su capacidad de detoxificación sea
limitada o el grado de exposición muy alto).
En el caso de los ecosistemas marinos, las red trófica de un área geográfica determinada
presenta una estructura basada en dos grandes compartimentos conectados parcialmente
entre sí. El sistema pelágico, constituido por todos lo organismos y materia orgánica
localizados en la columna de agua, depende directamente de la producción primaria
generada a nivel planctónico. Parte de esta producción se exporta al sistema bentónico,
mediante la sedimentación de organismos planctónicos y materia orgánica particulada
que no son consumidos in situ en la columna de agua. Además, el sistema bentónico
situado en zonas fóticas (zonas poco profundas donde la luz penetra hasta el fondo),
cuenta con producción primaria debida a las plantas (micro y macroalgas bentónicas y
fanerógamas) que se desarrollan en estos hábitats. Ambos sistemas, pelágico y
bentónico, a partir de los productores primarios y la transferencia de materia orgánica
procedente de otros hábitats, desarrollan complejas redes tróficas conectadas entre sí por
la transferencia entre plancton y bentos comentada anteriormente y por organismos que
pueden utilizar recursos de ambos sistemas (los organismos demersales, por ejemplo,
son animales móviles que aunque presentan cierta relación con el fondo se desplazan en
la columna de agua y pueden actuar también como predadores de organismos pelágicos
profundos).
Una primera pregunta clave para entender las rutas de incorporación de HAPs en las
redes tróficas es la identificación de la vía de entrada, presentándose dos posibilidades:
20
a través del plancton a nivel pelágico o a través de la materia orgánica sedimentaria en
el bentos. Las evidencias existentes hasta el momento (por ejemplo los datos
presentados en los informes técnicos del IEO11), indican que los niveles de
hidrocarburos en la columna de agua son relativamente bajos a lo largo de toda la
plataforma continental gallega. Así, en muestreos realizados en diciembre de 2002, en
pleno desarrollo de la marea negra cuando enormes manchas de fuel se dipersaban por
toda la costa, muestran valores elevados sólo en localidades muy concretas (al sur de la
Ría de Vigo o en alguna estación de Costa da Morte), pero en ningún caso superaban los
límites máximos aceptables (300 µg/l) propuestos por la Agencia de Protección
Medioambiental de Estados Unidos (Environmental Protection Agency, EPA)12. Si sólo
empleáramos estos datos la situación sería de práctica normalidad, lo cual no concuerda
en absoluto con lo observado en Diciembre de 2002. Pero si analizamos los datos
proporcionados por el IEO sobre niveles de HAPs en sedimentos (mediante análisis
químicos) y presencia de fuel en fondos (cartografiado mediante pescas con artes de
arrastre)13, nos encontramos con niveles muy elevados de contaminantes en los fondos
sedimentarios de gran parte de la plataforma continental gallega, y especialmente en
toda la Costa da Morte (desde Caión al norte de la Ría de Muros e Noia) y en ciertas
localidades situadas en la boca de las Rías Baixas. Asimismo, datos obtenidos por los
autores indican patrones similares en los sedimentos de la zona costera (datos no
publicados).
Estos datos preliminares parecen corroborar que los hidrocarburos del Prestige se
acumulan principalmente en el sedimento, y que la red trófica bentónica sería la vía de
entrada preferente de contaminantes en las comunidades bióticas. Por otra parte, el
análisis de la composición química del fuel y de su comportamiento en el medio, nos
lleva a las mismas conclusiones, tal como se discutió previamente. Esta situación
contrasta con la correspondiente a la marea negra provocada por el Aegaen Sea, en la
que el crudo se quemó, evaporó o se disolvió en buena medida rápidamente14, por lo
que la proporción que llegó al sedimento seguramente fue muy inferior. A pesar de lo
anterior, no debemos olvidar que la marea negra del Prestige presenta una escala
11
IEO (2003). Informe nº 1. Contenido de hidrocarburos en la columna de agua. Disponible en
http://www.ieo.es/Prestige/IEO_Prestige_intro.html/.
12
EPA (1986). Quality criteria for water. EPA 440/5-86-001.
13
Ver nota 7.
14
Ros Vicent J. (ed.). (1996). Seguimiento de la contaminación producida por el accidente del buque
Aegean Sea. Ministerio de Medio Ambiente.
21
espacial mucho mayor de lo habitual por lo que el fuel ha sido vertido en masas de agua
superficiales oceánicas y, en sus desplazamientos hasta llegar a la costa y dada la gran
profundidad existente en muchas de las zonas afectadas, han transcurrido largos
periodos con contaminantes situados en la columna de agua afectando directamente al
sistema pelágico.
Una vez que el fuel, o parte de sus componentes o productos derivados, llegan al
sedimento se van a producir toda una serie de procesos físico-químicos que van a
determinar su biodisponibilidad. Es especialmente importante conocer su distribución
vertical (dentro del sedimento), dado que la actividad biótica se restringe a las capas
superiores, y los procesos de resuspensión que pueden ocurrir ligados a la
hidrodinámica de la zona. Esta es una de las grandes incógnitas que permanecen por
resolver en el caso del Prestige; pero en cualquier caso una parte de los hidrocarburos se
situará en capas superficiales sedimentarias, en donde existe una diversa comunidad
animal dominada por organismos, en general de pequeño tamaño corporal (<1 cm), que
se alimentan de los detritus o materia orgánica particulada que se deposita sobre el
fondo o se encuentra asociada a las partículas inorgánicas sedimentarias. Dentro de
estos organismos se encuentran moluscos, poliquetos, anfípodos y muchos otros grupos
animales, y en conjunto constituyen la base de la red trófica bentónica. En las zonas
fóticas, que se sitúan por encima de aprox. 20 m de profundidad, los productores
primarios constituyen otra pieza fundamental de la base de la red trófica.
Además de esta fauna detritívora, los sedimentos albergan abundantes comunidades
bacterianas que degradan la materia orgánica y, al menos en parte, contaminantes
orgánicos como los hidrocarburos. Esta vía trófica es mucho menos conocida pero
algunas evidencias demuestran que puede ser cuantitativamente muy importante. En
cualquier caso, estas bacterias constituyen en realidad también una fuente de alimento
de los animales detritívoros que las ingieren con las partículas orgánicas. Algunas
estudios demuestran que en realidad la principal fuente de materia orgánica de estos
animales son las bacterias y no las partículas orgánicas per se. En cualquier caso la vía
de entrada de contaminantes es similar, pero puede sufrir o no degradación bacteriana
antes de entrar en los niveles inferiores de la red trófica.
22
Hasta el momento hemos analizado con cierto detalle la estructura de los niveles
tróficos basales y la dinámica de los contaminantes en estos compartimentos. Pero,
debido al proceso de bioacumulación, es también muy relevante conocer la estructura de
los niveles superiores para poder comprender los patrones de transferencia. Por
desgracia, el conocimiento actual de las redes tróficas de los ecosistemas costeros del
Atlántico ibérico es muy fragmentaria y no permite realizar predicciones detalladas
sobre la dinámica de los contaminantes.
En el caso de la plataforma continental, el conocimiento existente de las relaciones
tróficas es más completo, y de hecho investigadores del IEO han publicado
recientemente el primer modelo trófico correspondiente a la plataforma cantábrica (que
en gran medida puede ser trasladable al caso de la costa atlántica gallega)15. La red
trófica de la plataforma se puede caracterizar por tres vías de flujo de materia y energía:
una subred pelágica que se basa en la producción primaria fitoplanctónica y que en su
extremo superior presenta predadores como atunes, peces pelágicos (sardina, jurel,
caballa) o calamares. La subred bentónica se inicia con los detritus sedimentarios
(procedentes de la "lluvia" de partículas desde el sistema pelágico) y finaliza en diversas
especies de peces (gallos, rapes, etc), crustáceos (como la cigala) y cefalópodos (como
el pulpo blanco). Existe una subred intermedia, que podríamos denominar demersal,
constituida por organismos que consumen en parte presas asociadas al sistema pelágico
y en parte alimento del sistema bentónico; la merluza constituye la especie más
característica de este subsistema. Se puede plantear la hipótesis de que, si el fuel entra
en la red trófica por el sedimento, serán los organismos bentónicos, y en menor medida
demersales, los que sufrirán procesos de bioacumulación (por supuesto modulados por
la duración de su ciclo vital, su capacidad de detoxificación y su contenido lipídico).
Se empieza a disponer de datos iniciales sobre la distribución y abundancia de HAPs en
organismos marinos (datos no publicados correspondientes a muestras obtenidas por los
autores entre Enero y Marzo de 2003). Estos resultados muestran niveles elevados de
contaminantes en animales sésiles o sedentarios costeros (bivalvos, percebe, erizo) de
las áreas geográficas afectadas; estos animales se sitúan en la base de la red trófica y
presentan escasa capacidad de degradación metabólica por lo que deberían ser los
15
Sánchez F. & I. Olaso (en prensa). Ecological Modelling
23
primeros afectados. En el caso de los organismos de niveles tróficos superiores (en gran
parte predadores), como peces, crustáceos decápodos o moluscos cefalópodos, los
niveles de afectación son inferiores a los de los organismo sedentarios, pero aún así
alcanzan valores elevados en la zona afectada. En estos organismos, los niveles de
contaminantes son especialmente altos en glándulas digestivas (como el hígado en peces
o hepatopáncreas en crustáceos) lo que muestra que los HAPs están entrando en las
redes tróficas, independientemente de que debido a la capacidad de detoxificación (por
ejemplo en el caso de los peces) y al escaso tiempo transcurrido desde el inicio de la
marea negra, los niveles musculares sean inferiores. Los resultados correspondientes a
peces y cefalópodos procedentes de la plataforma continental, muestran patrones
similares a los de las zonas costeras, aunque los niveles de contaminantes son inferiores,
lo cual concuerda con la idea avanzada de que el grado de impacto en la plataforma
continental es inferior que el correspondiente a los ecosistemas costeros.
Es previsible, en función de la teoría ecológica y los datos empíricos existentes, que los
niveles de contaminantes se incrementen en predadores en los próximos años, siempre
que la exposición a HAPs permanezca en el tiempo. La bioacumulación debería ser
especialmente importante en organismos costeros y en aquellos que dependan de rutas
tróficas que parten del sedimento.
4. Impacto sobre los recursos vivos
4.1. Cambios demográficos: efectos a corto, medio y largo plazo
Desde el punto de vista de los recursos vivos, y tal y como se expuso anteriormente, el
vertido conlleva una serie de efectos negativos, tanto letales como subletales, que van a
provocar importantes cambios en la dinámica poblacional de los mismos. Partiendo de
la hipótesis de que un vertido como el del Prestige provoca una reducción en la biomasa
de las poblaciones afectadas, la intensidad de dicha reducción puede presentar grandes
diferencias en función de la escala temporal en que nos movamos.
Así, a corto plazo una marea negra puede provocar una reducción inmediata del tamaño
del stock de todas aquellas especies afectadas directamente por los hidrocarburos,
24
debido a la simple mortalidad directa inducida. En este sentido son principalmente las
especies sedentarias o de escasa movilidad, y cuyos habitas típicos se hayan vistos más
afectados, las primeras que pueden sufrir una severa disminución en sus poblaciones.
Dado que, como ya se ha destacado anteriormente, son generalmente los hábitats
costeros los más afectados por este tipo de eventos, se puede concluir que las
poblaciones de aquellos recursos típicamente costeros y sésiles o sedentarios, tales
como percebe, erizo o bivalvos, serán las que en un primer momento pueden sufrir una
drástica reducción de sus stocks. En el caso del Prestige, las evidencias existentes no
muestran mortalidades catastróficas de este tipo de recursos, incluso en zonas muy
afectadas y donde los niveles de contaminación orgánica han alcanzado valores muy
elevados.
Aquellas especies móviles (que pueden desplazarse a otras zonas menos afectadas) o de
hábitats oceánicos (y por tanto expuestas a concentraciones ambientales menores de
contaminantes), muy probablemente sufren una escasa mortalidad directa, y por tanto
no es esperable que presenten reducciones bruscas de sus stocks a corto plazo. Tales
pueden ser los casos de crustáceos decápodos, cefalópodos y peces.
Si bien los efectos a corto plazo son los más llamativos y los más fácilmente
detectables, quizás no sean los más preocupantes por su efecto en la dinámica
poblacional de los recursos vivos, dado que son puntuales tanto en el tiempo como en el
espacio. En este sentido, pueden ser mucho más relevantes los efectos subletales a
medio y largo plazo que presentan los HAPs sobre diferentes procesos reproductivos
(ya tratados anteriormente), cuya consecuencia final es la reducción de la tasa
reproductiva y por tanto del tamaño poblacional y de la biomasa explotable.
A pesar de todo lo anterior, es difícil poder determinar la respuesta demográfica de los
diferentes recursos pesqueros y marisqueros al impacto de un vertido de hidrocarburos,
discriminando sus efectos de la elevada variabilidad de las poblaciones marinas
asociada a múltiples causas naturales y antropogénicas. En el momento actual, cuando
tan sólo han pasado unos meses desde el inicio de la catástrofe, en la mayor parte de las
especies no se han completado los procesos reproductivos que podrían verse
potencialmente afectados por la marea negra (incluyendo el reclutamiento de nuevos
individuos tras su fase larvaria), por lo que tan sólo se cuenta con información sobre
25
efectos a corto plazo motivados principalmente por la mortalidad directa. Esta
información demuestra la dificultad de relacionar el vertido y la reducción o aumento de
las capturas.
4.2. Evidencias de efectos de la marea negra del Prestige sobre los recursos vivos
Hasta el momento se han hecho públicos únicamente datos correspondientes a
campañas de prospección de las especies pelágicas, demersales y bentónicas en la
plataforma continental gallega, realizadas por el IEO con posterioridad a la catástrofe16.
Esta información permite realizar comparaciones con campañas previas, como la
campaña anual demersal realizada en octubre de 2002, dos meses antes del accidente,
que no evidencian un efecto claro del vertido en la biomasa de las especies capturadas.
De las 8 especies analizadas, 4 de ellas (gallo L. bosccii, bacaladilla, rape negro y rape
blanco) aumentaron (en contra de lo predecible) su biomasa media tras la catástrofe, 3
de ellas disminuyeron (merluza, gallo L. whiffiagonis, y jurel) y una no presentó
variaciones (cigala). Al mismo tiempo, el análisis comparativo de la distribución
espacial de las capturas de dichas especies antes y después del Prestige tampoco
permite concluir la existencia de una relación directa entre el efecto del vertido y
cambios en la distribución de los stocks bentónicos y demersales. Únicamente la cigala
parece presentar un patrón de variabilidad de su distribución relacionado con el vertido,
ya que su densidad ha disminuido en la principal zona afectada, enfrente a la Costa da
Morte.
Estos datos parecen corroborar las hipótesis presentadas previamente sobre la escala
temporal de los efectos biológicos y la relación entre impacto, hábitat y movilidad de
los organismos, dado que:
•
El estudio se realizó en hábitats de plataforma continental, por lo tanto
inicialmente menos afectados por el fuel.
•
De las ocho especies analizadas, siete son peces con gran movilidad y tan solo la
cigala es una especie típicamente sedentaria.
16
Sánchez F., S. Parra, A. Serrano & F. Velasco (2003). Informe nº 6. Primera estimación del impacto
producido por el vertido del Prestige en las comunidades demersales y bentónicas de la plataforma
continental de Galicia. Disponible en http://www.ieo.es/Prestige/IEO_Prestige_intro.html/.
26
•
El intervalo de tiempo transcurrido entre el vertido de fuel y la campaña fue muy
corto.
•
Existe una elevada variabilidad espacial y temporal en la abundancia y
distribución de cualquier especie animal; y no se dispone de datos previos de
campañas de prospección realizadas en diciembre y enero.
4.3. El percebe como ejemplo de respuesta compleja que necesita acciones de
recuperación
Parece por tanto evidente que en el momento en que nos encontramos (seis meses
después del vertido), son los recursos sedentarios costeros los que se han visto
expuestos directamente al fuel los mas afectados. Un ejemplo del alto grado de
afectación sufrida por este tipo de recurso (costero y sésil), y de la complejidad de la
respuesta ante el vertido es el del percebe.
Los stocks de percebe en las costas gallegas presentan una estructura metapoblacional
meroplanctónica17. Cada banco de percebe constituye una población local postlarvaria,
cuyas tasas de crecimiento y reproductivas (producción de larvas) depende de las
condiciones ambientales locales y de la densidad de la población. Una vez liberadas las
larvas, se dispersan en el sistema pelágico por procesos de transporte físico
dependientes de las condiciones oceanográficas, de modo que podemos considerar que
los diferentes bancos de una amplia área geográfica aportan larvas a una población
larvaria única dispersa a lo largo de la costa. Una vez completado el desarrollo larvario,
se produce el reclutamiento en el que los individuos deben asentarse fijándose en los
hábitats rocosos, sufriendo una metamorfosis e iniciando su fase postlarvaria. La zona
de reclutamiento o asentamiento es en gran medida independiente de la zona de origen
de las larvas.
Las peculiaridades de la fase inicial de asentamiento puede tener importantes
implicaciones en las consecuencias de la marea negra. En el percebe, el asentamiento
inicial de las postlarvas se realiza preferencialmente sobre el pedúnculo de los adultos,
para posteriormente desplazarse gradualmente para situarse directamente sobre el
17
Molares J. & J. Freire (en prensa). Development and perspectives for community-based management of
the goose barnacle (Pollicipes pollicipes) fisheries of Galicia (NW Spain).Fisheries Research
27
sustrato rocoso. Por tanto, las postlarvas precisan de una cierta densidad de adultos para
favorecer el asentamiento inicial pero, debido a la competencia por el sustrato, el
desarrollo de las postlarvas se ve inhibido en condiciones de elevadas densidades de
adultos. Por tanto, los máximos de reclutamiento se generarían en condiciones de
densidad intermedia.
El fuel que se deposita en la zona costera rocosa expuesta (hábitat típico del percebe)
puede desprenderse a corto o medio plazo por efecto del oleaje. Sin embargo, en los
bancos de percebe, la persistencia local de la contaminación (en organismos y en el
medio) puede ser mucho más prolongada, por la siguientes razones:
•
El percebe puede actuar como una "trampa" de fuel, dado que constituye una
estructura tridimensional muy intrincada donde se puede acumular fuel.
•
El fuel del Prestige es poco soluble y volátil, y por lo tanto muy persistente en el
medio y actúa como una fuente de contaminación lenta pero constante sobre el
ambiente y los organismos situados en sus proximidades.
•
Los niveles de HAPs en las poblaciones de percebe situadas en las zonas
afectadas son muy elevados, pero no se han producido mortalidades
catastróficas. No se conoce la capacidad fisiológica de degradación de
hidrocarburos que presenta esta especie, pero las evidencias de otros organismos
similares indican que posiblemente sea escasa, por lo que es de esperar que los
niveles de contaminantes permanezcan estables, disminuyan muy lentamente, o
se incrementen si el fuel permanece atrapado entre los animales.
Por lo tanto nos encontramos con un escenario de poblaciones con elevados niveles de
contaminantes y alta densidad, dado que no se ha permitido su extracción, por lo que
pueden actuar como inhibidoras del reclutamiento. Además, dado los niveles de HAPs,
muy probablemente su reproducción se vea comprometida y la producción larvaria sea
inferior a la normal. Por otra parte, la extracción comercial, en muchos de los bancos,
no debería permitirse durante periodos muy prolongados por razones de seguridad
alimentaria. Estas previsiones sugieren claramente la necesidad de realizar acciones de
recuperación activa. Estas acciones deben ir dirigidas a extraer de modo selectivo el
percebe afectado para permitir el reclutamiento de nuevos individuos ya no
contaminados. Se debe tener en cuenta, como precaución a la hora de plantear una
extracción de percebe para favorecer la recuperación, que el reclutamiento se ve
28
limitado por elevadas densidades de adultos pero también por densidades muy bajas.
Por esta razón, y siempre que sea posible, puede ser adecuado realizar sólo extracciones
parciales y mantener una densidad baja de percebe aunque esté contaminado, para no
limitar el reclutamiento.
5. Impacto sobre las pesquerías
Los efectos que una catástrofe como la del Prestige provoca sobre el sector pesquero
son múltiples, pero los podríamos clasificar en dos grandes grupos:
•
Efectos directos derivados del impacto del fuel tanto sobre los recursos vivos
(efectos ecológicos, discutidos previamente, que van a afectar a las capturas
futuras y a la sostenibilidad de los stocks) y materiales (sobre los aparejos).
•
Efectos indirectos: cierres cautelares, efectos comerciales (sobre los mercados) y
efectos sobre el consumidor (seguridad alimentaria).
Todos estos efectos presentan una repercusión final sobre la economía del sector
pesquero y de todos los sectores ligados al mismo. Los efectos sobre las capturas van a
venir directamente determinados por los cambios demográficos que la marea negra
genere en las poblaciones explotadas, tal como se describió previamente. En este
capítulo nos centraremos en el análisis de los efectos sobre aparejos y consecuencias
comerciales.
5.1. Efectos sobre los aparejos
Galicia presenta un sector pesquero artesanal y semi-industrial que se encuentra muy
diversificado en cuanto a flotas, aparejos o especies explotadas. Los efectos sobre cada
una de las flotas van a depender del nivel de impacto del vertido de hidrocarburos sobre
los ecosistemas que exploten. Por otra parte, dentro de una misma área geográfica, se ha
constatado que los diferentes tipos de artes utilizados van a presentar diferente
sensibilidad a la presencia de fuel en el medio. Entendemos por sensibilidad la
probabilidad de que un aparejo que opere en una zona afectada presente manchas e
impregnación por fuel, lo que en la mayor parte de los casos lo inutiliza.
29
Junto con el más que notable impacto que el fuel puede acarrear a las capturas de las
diferentes flotas, otro impacto importante desde el punto de vista económico son los
posibles daños producidos por el fuel en los aparejos de pesca. Al igual que sucedía con
las capturas, la sensibilidad de las diferentes artes es muy variable y está directamente
relacionada con el ecosistema y hábitats que explotan. Si establecemos una clasificación
de la sensibilidad de los aparejos desde un punto de vista cualitativo, todas las artes de
fondo presentarían una sensibilidad alta (nasas, enmalle) o muy alta (arrastre, dragas), el
cerco tendría una sensibilidad moderada o baja, y el palangre baja o nula. Las
observaciones efectuadas por la Xunta de Galicia (XUGA) e IEO18 y el grupo de
investigación de los autores (datos no publicados), parecen corroborar estas
predicciones para el caso del Prestige.
Los datos proporcionados por la XUGA, obtenidos en una serie de pescas
experimentales en las Rías Baixas sobre la afectación de diferentes artes al fuel, indican
que un 8.6% de nasas, un 16.4% de miños y 6.1% de rastros de vieira empleados
resultaron manchados por fuel durante los primeros meses tras el vertido. Estos
resultados, y considerando que artes como el arrastre de fondo no han sido testadas y
que el muestreo solo se efectuó en un área geográfica de moderado impacto, muestran
niveles de afectación preocupantes. Resultados complementarios sobre artes de arrastre
en la plataforma continental de la Costa da Morte y norte de la provincia de A Coruña,
indican grados de afectación mucho más elevados.
5.2. Cierres de zonas y ceses de actividad: causas y consecuencias
Al contrario de lo que ha sucedido con otros aspectos de la gestión de la catástrofe, la
administración pública con competencias en la gestión de recursos marinos (XUGA en
aguas interiores y Ministerio de Agricultura, Pesca y Alimentación en aguas exteriores,
básicamente la plataforma continental) reaccionaron rápidamente en lo que respecta al
establecimiento de prohibiciones de pesca y marisqueo en las zonas afectadas. Así, entre
el 16 Noviembre y principios de Diciembre, se decretó gradualmente el cese de la
actividad pesquera y marisquera a largo de toda la costa entre Cedeira y A Guarda,
desde el intermareal hasta las 12 millas de la costa. A pesar de esta rápida reacción,
18
Datos de la XUGA disponibles en la web http://www.ccmm-prestige.cesga.es/.
Informes del IEO sobre presencia de fuel en fondo y afectación de aparejos citados en nota 7.
30
llama la atención que las aguas situadas a más de 12 millas de la costa no se cerraran a
la actividad extractiva, por lo que la pesquería de arrastre continuó trabajando
ininterrumpidamente, a pesar de las numerosas evidencias de que los fondos estaban
afectados.
Este tipo de cierres son, con frecuencia, medidas cautelares tomadas por la
administración por muy diversas causas: paros biológicos, descensos bruscos en las
capturas, procesos de contaminación, etc. En el caso que nos atañe, está claro que la
causa que motivó el cese de las actividades extractivas, fue la posible contaminación de
los organismos unido a los posibles efectos del fuel sobre las artes de pesca. A partir de
Febrero (con el butrón y trasmallo en interior de las Rías Baixas) se inició el proceso de
apertura de zonas a la pesca, de forma gradual por artes y zonas de pesca, de modo que
en la actualidad, a Junio de 2003 (7 meses después del inicio de la crisis), se han
levantado las prohibiciones de faenar excepto en la zona costera de Costa da Morte, y se
discute la posibilidad de que esta zona se abra de forma inmediata.
En el caso del Erika la administración francesa decretó también el cierre temporal de
muchas zonas a la actividad extractiva, en particular la explotación de bivalvos en zonas
costeras (los recursos fundamentales económicamente en la zona afectada)19. En
concreto, en lo que respecta a las zonas de producción de bivalvos afectadas por el
vertido, el cierre de las mismas tuvo lugar en el plazo aproximado de entre 15 y 30 días
desde el inicio del vertido, efectuándose una apertura gradual de las mismas en función
de los niveles de afectación; por ejemplo, zonas de Finistère permanecieron tan sólo 2
meses cerradas, mientras que zonas de la región del Loire-Atlantique o de Vendée no
fueron abiertas hasta un año y medio después del vertido. Obviamente la decisión de
reapertura está basada en consideraciones científicas pero no deja de tener un componte
político fundamental, por lo que las diferencias en los plazos de cierre de actividad entre
ambas mareas negras (previsiblemente 7-8 meses en las zonas más afectadas de Galicia
y 18 meses en Francia) deben ser interpretadas desde una perspectiva política y social.
19
IFREMER (2002). Surveillance du milieu marin. Travaux du Réseaux National d'Observation de la
qualité du milieu marin. Edition 2002. Disponible en
http://www.ifremer.fr/envlit/surveillance/rnopublis.htm/.
31
Si bien un cese temporal conlleva un efecto económico negativo sobre la flota afectada
(mitigado en muchos casos por las ayudas de la administración), los efectos sobre los
recursos y pesquerías son más complejos. Así, las reaperturas graduales conllevan la
concentración del esfuerzo de pesca en zonas concretas que pueden ser sobre-explotadas
rápidamente. Pero, al mismo tiempo, el cierre cautelar constituye una veda total de la
actividad pesquera (de una extensión espacial y temporal muy superior a las vedas que
habitualmente se utilizan en la gestión pesquera). Esta veda de facto debería generar
efectos positivos permitiendo el crecimiento y recuperación de los stocks, muchos de
ellos ya en un estado previo de sobre-explotación. Pero no debemos olvidar que este
efecto secundario positivo se superpone a los efectos biológicos negativos que una
marea negra genera, por lo que el resultado final, medible a través de las capturas de las
flotas comerciales, es difícil de predecir. Una buena monitorización de la dinámica
poblacional y de la actividad de la flota debería permitir discriminar los diferentes
efectos descritos y generar un importante conocimiento sobre los efectos de las mareas
negras, la estrategia y comportamiento de las flotas y el efecto de vedas extensivas de la
actividad pesquera.
El pulpo puede ser un buen ejemplo de los efectos secundarios del cierre de actividad.
Este cefalópodo se caracteriza por presentar unas de crecimiento muy elevadas tasas.
Ante el cese de la actividad de extracción, el stock de pulpo va a experimentar un
aumento de la biomasa total, motivado por el crecimiento individual y el reclutamiento
de nuevas cohortes, unido a un descenso de la mortalidad por pesca por la ausencia de
explotación. Por tanto, en el momento de la reapertura de la pesquería y a corto plazo,
se observaron importantes aumentos de capturas y del tamaño corporal de los animales
capturados (y por tanto de su valor económico), pero estas elevadas capturas iniciales
descendieron rápidamente en las zonas abiertas (donde se concentró un gran esfuerzo de
pesca), y en pocas semanas o meses las capturas se situaron en niveles de mínimos
históricos.
5.3. Efectos comerciales
Otro de los impactos, en este caso indirecto, del vertido sobre las pesquerías se sitúa en
los efectos comerciales sobre los mercados de los productos pesqueros. En primer lugar,
la reapertura local de una pesquería, como se describió antes, puede generar un aumento
32
importante de las capturas y por tanto de la oferta en las lonjas locales, en un momento
en que el mercado presenta reticencias y desconfianza hacia el producto. Esto genera un
descenso de los precios y una menor rentabilidad de la pesquería.
Por otra parte, la mayoría de los productos marinos gallegos son reconocidos tanto a
nivel nacional (incluyendo el propio consumo gallego) como internacional, como un
producto de alta calidad. Pero en realidad, la oferta de estos productos de gran calidad
de origen gallego es reducida en los mercados de productos pesqueros, que han
alcanzado un elevado nivel de globalización. Así, la escasa oferta y elevada demanda
hacen que alcancen en muchos casos precios de mercado muy elevados. En este sentido
cuentan con un nicho de mercado centrado en consumidores de productos de alta
calidad y elevado precio. Estos elevados precios son los que explican la rentabilidad de
muchas de las pesquerías gallegas, por lo que la disminución de precios podría provocar
una grave crisis en el sector.
Una marea negra es percibida por el consumidor como un brusco proceso de
contaminación, que afecta directamente a los productos que tradicionalmente consumía.
Una primera consecuencia de ello es la inicial desconfianza del consumidor hacia
dichos productos, aun después de que la administración haya permitido su extracción y
comercialización. Por ello, hasta que se elimine la desconfianza inicial (dependiente en
gran medida de la evolución de la propia marea negra, pero también de la eficacia en la
gestión de la crisis), la demanda de los mismos puede disminuir de manera importante.
Así, tras la apertura de las pesquerías se podría producir la circunstancia de que, ante un
aumento local de la oferta de determinados productos y la coincidente disminución de
demanda por efecto de la desconfianza, se genere un importante descenso en la
rentabilidad de la pesquería.
Una segunda consecuencia del proceso antes descrito puede ser un cambio en la
diversidad de la oferta y en las preferencias de los consumidores por la entrada de
productos sustitutivos y alternativos. Estos productos, competidores potenciales de los
productos gallegos y que ya existen en los mercados nacionales e internacionales,
pueden verse muy favorecidos por esta crisis, y tienen varios orígenes:
33
•
Especies comerciales ya conocidas por el consumidor pero de diferente origen
geográfico. Tal puede ser el caso de la nécora (Escocia), centolla (Francia),
sardina (Marruecos), pulpo (Marruecos), etc.
•
Especies nuevas, y que debido a su calidad o a su bajo precio resulten atractivas
para el consumidor.
•
Productos procedentes de la acuicultura, que desplazan la demanda de productos
“salvajes”.
6. Redes de monitorización
6.1. Diseño, implementación y uso en la gestión de crisis
Una marea negra supone una crisis medioambiental que afecta a un gran número de
sectores económicos y moviliza muy diversas fuerzas sociales, y que requiere de
respuestas rápidas para la minimización de sus efectos, la evaluación de los daños
ocasionados y la restauración de los ecosistemas afectados. Pero esta necesidad choca
con la limitación de recursos y conocimiento con la que afrentar un problema de este
tipo, un aspecto que ya se ha discutido ampliamente en secciones previas. Por tanto es
crucial desarrollar un sistema de monitorización ambiental que permita la obtención de
información en tiempo real sobre la evolución de la marea y de los ecosistemas
afectados, y con una cobertura espacial y temporal adecuada para poder predecir la
evolución de los contaminantes y su impacto ecológico.
Existen dos aproximaciones básicas para la evaluación del impacto ambiental de un
evento puntual como puede ser una marea negra: comparaciones "antes-después" en las
zonas afectadas para lo que se necesitan datos de la situación previa al vertido, y
comparaciones espaciales entre zonas potencialmente afectadas y controles no
impactados (utilizando en ambos casos información posterior al vertido). Ambas
aproximaciones son complementarias y, de ser posible, deben ser combinadas para
obtener una evaluación robusta (la combinación de ambos métodos recibe el nombre de
BACI por el término "before-after-control-impact").
34
La catástrofe del Prestige ha puesto de manifiesto la ausencia de planes de contingencia,
o al menos de la capacidad de implementación efectiva de planes de este tipo. Estos
planes, tal como se ha discutido ampliamente en estos meses, se refieren habitualmente
a las fases iniciales de la crisis y a problemas técnicos o de gestión de recursos humanos
y materiales para labores de limpieza y control de la contaminación. Se ha prestado
mucha menor atención a la necesidad de que estos planes de contingencia incluyan la
evaluación científica del impacto ambiental, tanto en lo que se refiere a las cuestiones
teóricas y técnicas relacionadas con el diseño de las evaluaciones como a la
organización de los recursos humanos y materiales existentes. Este último aspecto será
discutido en la sección final, pero aquí trataremos de extraer algunos elementos útiles
para ese objetivo realizando un análisis comparativo de las experiencias existentes.
Como ya se discutió previamente, la evaluación del impacto ecológico de un vertido de
hidrocarburos requiere la obtención de información de tres tipos de procesos
relacionados entre si: niveles de contaminantes en organismos y matrices ambientales
(agua, sustratos rocosos y sedimentos), los efectos toxicológicos de los contaminantes
en los organismos (mediante estudios experimentales, realización de bioensayos o
análisis de presencia de biomarcadores), y por último el análisis de las consecuencias a
nivel poblacional, de comunidad y ecosistema. Existe una amplia literatura teórica sobre
los diseños de este tipo de sistemas de monitorización, pero es mucho más escasa la
experiencia en nuestro entorno acerca de la implementación de sistemas de este tipo.
Debemos tener en cuenta que la información que se obtenga mediante estas
evaluaciones debe ser clave en la gestión de la crisis y en la toma de decisiones; en la
siguiente sección discutiremos alguno de estos temas en relación con un problema clave
en una marea negra como es el de la seguridad alimentaria.
A continuación vamos a analizar con detalle dos casos concretos que nos pueden aportar
información importante, como son el caso de la red de monitorización del medio marino
que el IFREMER mantiene en Francia desde 199420 y que fue utilizada en la gestión de
la crisis del Erika, y la red del Centro de Control da Calidade do Medio Mariño que la
Xunta de Galicia ha puesto en marcha desde 1992 y que ha sido central en la gestión de
20
Réseaux National d'Observation de la qualité du milieu marin (IFREMER).
http://www.ifremer.fr/envlit/surveillance/rno.htm
35
la crisis del Prestige por parte de la administración autonómica21. De modo
complementario utilizaremos información referida a las mareas negras del Exxon Valdez
y Aegean Sea.
6.2. Experiencias previas. El caso del Erika
EL IFREMER mantiene desde 1994 una extensa red de monitorización del medio
marino mediante 67 estaciones de muestreo localizadas a lo largo de toda la costa
atlántica y mediterránea francesa. En esta red realizan evaluaciones periódicas de los
niveles de los contaminantes más habituales en zonas costeras, incluyendo desde un
principio los HAPs. A parte de estudios en matrices ambientales, esta red utiliza dos
organismos bioindicadores o biomonitores, como son la ostra y el mejillón, como
monitores de los niveles de contaminantes. La selección de estos organismos se basa en
su abundancia y ubicuidad (especialmente el mejillón), su alta capacidad de
bioacumulación (por sus elevadas tasas de ingestión de alimento y elevado contenido
lipídico), y su carácter filtrador (por lo que la materia orgánica ingerida es
representativa de la existente en los ambientes costeros con sus características
químicas). La existencia de esta red se reveló fundamental para la comprensión del
impacto de la marea negra del Erika (que afectó a zonas incluidas dentro de la red) y la
toma de decisiones en la gestión de la crisis.
No es el objetivo de este capítulo analizar en detalle el diseño e implementación de esta
red de monitorización pero sí mostrar su importancia en la evaluación y gestión de una
marea negra. En concreto, la información proporcionada permitió conocer los niveles
basales (pre-vertido) de los contaminantes (HAPs y metales pesados), la extensión del
área afectada, y la evolución temporal de los niveles de HAPs en organismos. Esta
información, unida a una serie de recomendaciones sobre niveles de riesgo aceptables
por razones de seguridad alimentaria, fue determinante en la decisión de cierres y
aperturas de zonas y recursos para la explotación comercial.
Tras el accidente del Erika, los niveles de los principales HAPs tóxicos para humanos (6
compuestos recomendados por la Organización Mundial de la Salud, OMS; ver sección
21
http://www.ccmm-prestige.cesga.es/
36
sobre seguridad alimentaria) permanecieron elevados en bivalvos (mejillón y ostra)
durante al menos un año, alcanzando en las zonas afectadas niveles superiores al límite
de seguridad recomendado. La intensidad de muestreos y análisis disminuyó
bruscamente después del primer año lo que impide la evaluación de las tendencias
posteriores. En el caso de los crustáceos decápodos, la tendencia fue similar a la
obtenida para moluscos bivalvos, pero con valores absolutos inferiores; de hecho el
porcentaje de muestras con valores superiores al límite de seguridad fue mucho más
bajo. En el caso de los peces, sólo se detectaron niveles muy elevados esporádicamente
en el primer año (la reducción del esfuerzo de monitorización al cabo de un año impidió
contrastar si el proceso de bioacumulación sucede a largo plazo o simplemente no
ocurre).
Esta red de monitorización también permitió obtener información sobre otros HAPs, en
concreto compuestos derivados sulfurados y alquilados (que como se discutirá
posteriormente, aunque no son contemplados en las propuestas europeas de legislación,
investigaciones recientes sugieren que pueden presentar una toxicidad muy elevada).
Los niveles orgánicos previos al vertido eran prácticamente inapreciables, pero
inmediatamente después se incrementaron varios órdenes de magnitud (hasta más de
8000 ug/kg de peso seco de tejido en el caso de los HAPs alquilados y más de 2000 en
los sulfurados), mantuvieron valores elevados los dos primeros años, y dos años y
medio después aún presentaban niveles superiores a los basales.
Otro resultado muy relevante y posiblemente aplicable a la marea negra del Prestige es
el registro de eventos de recontaminación que se reflejaron en un segundo incremento
en los niveles de contaminantes en bivalvos el otoño siguiente a la marea negra (10
meses después). Este proceso ha sido descrito también en otras mareas negras, y en
concreto en el Aegean Sea22 tanto en los niveles de contaminantes en bivalvos como en
la estructura de las comunidades endofaunales que habitan fondos sedimentarios, y está
motivado por la resuspensión de los hidrocarburos depositados en el sedimento debido a
al efecto hidrodinámico de los temporales de otoño.
22
Ros Vicent J. (ed.). (1996). Seguimiento de la contaminación producida por el accidente del buque
Aegean Sea. Ministerio de Medio Ambiente.
Porte C., X. Biosca, D. Pastor, M. Solé & J. Albaigés (2000). The Aegean Sea oil spill. 2. Temporal study
of the hydrocarbons accumulation in bivalves. Environmental Science and Technology 35:5067-5075.
Informe Técnico CSIC 'Prestige'. Número 15. Impacto de un vertido de petróleo sobre los organismos
marinos. Algunas lecciones del vertido del Aegean Sea. http://csicprestige.iim.csic.es/
37
Por último, la red de monitorización francesa permitió establecer las escalas de
variabilidad espacial y temporal en los niveles de contaminantes en organismos. Es
especialmente relevante indicar que los niveles previos a la marea negra (en condiciones
normales) correspondientes a muestreos realizados entre 1994 y 1999 a lo largo de la
costa francesa ya eran elevados para bivalvos. En concreto la concentración media para
21 áreas geográficas de 13 HAPs (de los 16 propuestos por la EPA como
potencialmente tóxicos, ver sección sobre seguridad alimentaria) era de más de 100
µg/kg de peso seco de tejido, con zonas que alcanzaban 200 µg/kg (como referencia se
estableció un límite de seguridad de 200 µg/kg para los 6 compuestos catalogados por la
OMS). Estos resultados indican claramente que en zonas costeras situadas en áreas
urbanizadas e industriales y con un importante tráfico marítimo los niveles de
contaminantes, y en concreto e HAPs, pueden ser ya muy elevados sin necesidad de la
existencia de una marea negra.
En el caso del Exxon Valdez, aunque no existía una red de monitorización previa, sí se
desarrolló inmediatamente tras el vertido y se mantuvo a largo plazo (en algunos
aspectos por más de 10 años). A modo de ejemplo, la monitorización mediante mejillón
y análisis de sedimentos permitió determinar que los niveles de HAPs se mantenían
elevados hasta 4 años después del vertido y que existía una evolución temporal clara
dominando inicialmente los HAPs de bajo peso molecular (volátiles y solubles) que
desaparecían rápidamente, mientras que a largo plazo los HAPs dominantes eran
aquellos de mayor peso molecular y mayor potencial tóxico23.
6.3. Redes de monitorización de la marea negra del Prestige en Galicia
En Galicia, la primera evaluación de los niveles orgánicos de HAPs se realizó como
consecuencia de la marea negra del Aegean Sea. Utilizando mejillones como
biomonitores, se observó que los niveles en zonas control (no afectadas por la marea
negra y con escasa densidad de población y actividad industrial) eran bajos (menos de
100 µg/kg de peso seco para los 6 HAPs catalogados por la OMS). Por el contrario, en
las zonas afectadas tras un pico inicial (3 meses después del vertido) con valores
23
Ver nota 6.
38
superiores a 1000 µg/kg, los niveles se mantuvieron superiores a 200 µg/kg hasta 3 años
después, sin que existan datos posteriores24.
Además de esta experiencia previa, la Xunta de Galicia puso en marcha en 1992 el
Centro de Control da Calidade do Medio Mariño (CCCMM, situado en Vilaxoán en la
Ría de Arousa). Su objetivo inicial era el control de los eventos de mareas rojas en las
zonas costeras gallegas y en concreto en las zonas dedicadas a cultivo o marisqueo de
bivalvos. Las mareas rojas son eventos tóxicos motivados por fitoplancton que pueden
afectar de modo agudo al hombre al consumir bivalvos. Por esta razón, esta red de
monitorización esta centrada en el sistema pelágico, en las zonas de cultivo y marisqueo
(pero con una razonable cobertura de todo el litoral gallego) y en el registro de variables
oceanográficas, abundancia de fitoplancton y niveles de toxinas en la columna de agua y
en bivalvos. Esta red ha funcionado ejemplarmente como sistema de detección temprana
de mareas rojas y de toma de decisiones para apertura y cierre de explotaciones,
constituyendo hoy en día una herramienta básica para la gestión de los sectores de
cultivo de mejillón y marisqueo de bivalvos.
En los últimos años se empezó a contemplar la posibilidad de incluir en la red de
monitorización del CCCMM, contaminantes tóxicos para el hombre, pero no HAPs. A
raíz de la marea negra del Prestige, este centro ha desarrollado una evaluación de los
niveles de hidrocarburos a lo largo de la costa gallega25, que puede ser la base de una
futura red estable de monitorización. En cualquier caso, el diseño, implementación y
resultados de la red de control de HAPs por parte del CCCMM presenta, bajo nuestro
punto de vista y basándonos en la información hecha pública a través de su página web,
fallos importantes que comprometen la utilidad de los resultados para la evaluación y
gestión de la marea negra. Estos aspectos serán discutidos con detalle en la sección
dedicada a la seguridad alimentaria, pero podemos resaltar los siguientes puntos
críticos:
•
No existen criterios explícitos de selección de especies o número de muestras.
•
El esfuerzo de muestreo es intensivo inmediatamente antes de la apertura de la
pesca o marisqueo en cada zona, pero aparentemente mucho más bajo o
inexistente en periodos anteriores o posteriores.
24
25
Ver nota 22.
http://www.ccmm-prestige.cesga.es/
39
•
Se proporcionan muy pocos datos de zonas afectadas y cerradas a la pesca y
marisqueo.
•
A nivel analítico, la determinación de HAPs en organismos es compleja y
dificultosa, pero no se han aportado detalles de los protocolos seguidos y de los
métodos de calibración empleados, lo que impide evaluar la validez de los
resultados presentados.
7. Seguridad alimentaria
La experiencia acumulada hasta la fecha sobre las mareas negras que han tenido lugar
en
diferentes zonas de la geografía mundial, pone de manifiesto que una parte
importante de los organismos vivos directamente afectados forman parte de los recursos
alimentarios que el hombre viene explotando a lo largo de muchas generaciones para su
alimentación. Además de este hecho, que incide claramente en la salubridad de los
alimentos que tomamos del mar, otros organismos que forman parte de nuestra cadena
alimentaria, se ven igualmente afectados, y pueden finalmente afectar a la calidad de los
alimentos de nuestra dieta. Resulta evidente que ante cualquier vertido de hidrocarburos
al medio marino, independientemente de su magnitud inicial, se deben realizar estudios
para determinar su repercusión sobre la calidad y salubridad de los recursos que forman
parte de nuestra dieta, y de aquellos organismos que se integran en las redes tróficas que
finalizan en el hombre.
Desgraciadamente en España no ha existido hasta el momento una vigilancia
permanente ante problemas de esta índole, y son los eventos con una gran repercusión
ecológica y social como el acontecido tras el accidente del Prestige, los que provocan
de forma puntual la intervención de las administraciones, que según se desprende de los
diferentes casos acontecidos hasta el momento, es muy variable en términos de rigor,
eficacia y permanencia. Es evidente que tras la concentración temporal de sucesivas
desgracias ecológicas en el medio marino provocadas por el vertido de hidrocarburos, se
ha avanzado en los conocimientos sobre el impacto ecológico y social de las mareas
negras, pero no es menos cierto que todavía queda mucho por hacer, tanto en el plano
administrativo como científico. Esto resulta especialmente notorio en el caso de España
y Europa donde parece que ante un problema de seguridad alimentaria tan complejo
40
como el que acontece tras una marea negra, es suficiente con aplicar recomendaciones
en lugar de legislación, y con buscar criterios científicos laxos que contrastan con los
aplicados en otros países, como es el caso de Estados Unidos o Canadá26.
7.1. Caracterización científica y técnica del problema
Para tener una idea de la complejidad que conlleva gestionar una marea negra en
términos de seguridad alimentaria, debemos tener en cuenta que el fuel del Prestige está
constituido por una mezcla compleja de hidrocarburos con diferentes propiedades
físico-químicas que determinan diferencias en su comportamiento y distribución en el
ambiente y, por consiguiente, en su disponibilidad y potencial tóxico para diversos tipos
de organismos vivos. Como ya se ha comentado anteriormente, la fracción de HAPs es
con mucho la que contiene los compuestos más tóxicos presentes en el fuel del Prestige.
El elevado potencial tóxico de algunos de estos HAPs, se debe a propiedades físicoquímicas, que en definitiva hacen que se trate de compuestos difícilmente
metabolizables, en buena medida debido a su escasa o nula solubilidad en agua.
El grado de toxicidad y de actividad en el tiempo, no varía únicamente entre los
distintos hidrocarburos que constituyen el fuel vertido por el Prestige, sino que incluso
un mismo compuesto puede tener efectos variables dependiendo del tipo de organismo
afectado. En relación con ello, las diferentes especies presentes en el mar que forman
parte de la cadena trófica en la que está implicado el hombre, pueden verse afectados en
distinta medida, ya no sólo por las diferencias existentes en el grado de exposición al
contaminante y, por lo tanto, en la probabilidad de contaminación, sino también por la
capacidad individual que presentan para la eliminar los compuestos tóxicos del
organismo. Este es un aspecto muy importante a tener en cuenta en términos de
seguridad alimentaria, ya que el peligro potencial de los diferentes productos del mar
vendrá en buena parte determinado por su capacidad de detoxificación metabólica.
26
Yender R., J. Michel & C. Lord (2002). Managing seafood safety after an oil spill. Seattle: Hazardous
Materials Response Division, Office of Response and Restoration, NOAA. Disponible en
http://response.restoration.noaa.gov/.
Ambient water quality criteria for Polycyclic Aromatic Hydrocarbons (PAHs). Overview report. 1993.
Ministry of Environment, Lands and Parks, Government of British Columbia (Canada).
http://wlapwww.gov.bc.ca/wat/wq/BCguidelines/pahs.html.
41
La capacidad de detoxificación de los organismos es dependiente fundamentalmente de
la actividad de las enzimas de los sistemas MFO. Estos sistemas enzimáticos son los
responsables de la biotransformación de los HAPs y otros compuestos exógenos
(xenobióticos o compuestos extraños tales como PCBs, pesticidas, etc.), así como de
sustancias orgánicas endógenas (ej. esteroides y hormonas). Los sistemas enzimáticos
MFO están fundamentalmente localizados en el hígado de vertebrados o el
hepatopáncreas de invertebrados, aunque también se han encontrado en otros órganos de
ambos grupos.
La detoxificación de los HAPs no es un proceso sencillo, ya que antes de la
transformación de estos compuestos en otros no tóxicos por medio de varias reacciones
enzimáticas y no enzimáticas para su posterior excreción, los productos intermedios que
surgen durante dicha transformación molecular pueden tener efectos citotóxicos, y
llegar incluso a tener efectos carcinogénicos y/o mutagénicos para el propio organismo.
La presencia de este sistema enzimático se ha demostrado experimentalmente en
distintas especies de peces e invertebrados. En general, los peces y algunos crustáceos
poseen sistemas enzimáticos MFO capaces de transformar muchos HAPs en
compuestos solubles en agua y, por consiguiente, pueden eliminarlos del organismo. No
obstante, existen diferencias interespecíficas en la rapidez y eficacia de estos
mecanismos de detoxificación, especialmente entre especies de vertebrados e
invertebrados. La actividad enzimática es menor en invertebrados que en vertebrados y,
por consiguiente, la inducción de la misma se producirá a niveles de contaminación más
elevados en el caso de los invertebrados.
Los peces, que poseen sistemas MFO similares a los de mamíferos, y son capaces de
metabolizar de manera rápida y eficaz los HAPs excretando los metabolitos resultantes
como bilis, tienden a bioacumular pocos HAPs en sus tejidos y por consiguiente
presentan un riesgo menor para la salud humana. Por el contrario, existen organismos
que son incapaces de metabolizarlos o que presentan una capacidad limitada para
hacerlo, ya sea por la propia variabilidad del sistema MFO entre diferentes especies, o
debido a un alto grado de contaminación ambiental que hace que el balance entre la
cantidad de HAPs incorporados al organismo y la capacidad de biotransformación de
éste sea negativo. En estos casos, diferentes tipos de organismos marinos, como los
42
moluscos bivalvos (especialmente los de hábitos filtradores), podrán acumular los
HAPs, especialmente los de mayor peso molecular, en sus tejidos, pudiendo permanecer
en ellos durante largos periodos de tiempo. Su carácter hidrofóbico (o liposoluble)
provoca que una vez incorporados al organismo tiendan a acumularse especialmente en
aquellos tejidos con mayor contenido en grasas.
El grado de ingestión, ya sea directamente a partir del agua, del sedimento, o del
alimento, y de acumulación de HAPs en los organismos, y por tanto, el potencial peligro
que representan estos recursos para la seguridad alimentaria en humanos dependerá de
diversos factores:
•
Propiedades físicas y químicas de los HAPs (peso molecular, etc).
•
Variables ambientales (materia orgánica en suspensión y disuelta, temperatura,
presencia de otros contaminantes y biodegradación).
•
Factores biológicos (metabolismo de los HAPs y tasas de detoxificación, tipo de
alimentación del organismo, contenido en grasa de los tejidos y fase del ciclo
vital). Cuando la ingestión es elevada debido a una exposición crónica a
hidrocarburos presentes en el agua y en el sedimento, la capacidad del
organismo para eliminar estos compuestos puede verse reducida.
Existen factores sociales, de naturaleza cultural o de cualquier otra índole, que
determinan la existencia de variabilidad entre poblaciones en el modo de consumo de
los distintos recursos marinos. Dos de estos factores, que deben considerarse por su
influencia directa en cuestiones de seguridad alimentaria son la frecuencia de consumo
de productos del mar en general, y de cada tipo de recurso en particular, y también el
modo en que estos recursos son consumidos, en relación fundamentalmente a si se
consumen enteros o sólo algún tejido en particular y al tipo de preparación y cocción a
que se someten. Cuando se consumen los tejidos de los organismos enteros, tal y como
sucede con pequeños invertebrados como los moluscos bivalvos, el riesgo de
contaminación es mayor ya que se incluyen los tejidos donde se acumulan
preferentemente los HAPs, fundamentalmente el tejido hepático, e incluso el contenido
de su tubo digestivo en el que dependiendo del tipo de alimentación se pueden encontrar
estos compuestos sin metabolizar, es decir, tal cual se encuentran en el ambiente
externo.
43
7.2. Riesgos para la salud humana
Dado que el fuel vertido por el Prestige está constituido por una mezcla compleja de
hidrocarburos, y cada uno de ellos presenta distinto potencial tóxico en función de sus
características físicas y químicas, resulta muy complicado determinar las consecuencias
de su consumo individual. No obstante, los estudios realizados sobre los efectos de los
HAPs sobre la salud humana, ya sea a nivel individual o por la acción conjunta de
varios de ellos, demuestran que en general el consumo de este tipo de compuestos puede
producir eventos de toxicidad aguda, con efectos inmediatos sobre el organismo, o
crónica, que se manifiestan a medio o largo plazo y que en ambos casos pueden llegar a
tener efectos letales, al menos en algún sector de la población27.
La toxicidad crónica de los HAPs, causada fundamentalmente por la ingestión de
compuestos de alto peso molecular, puede dar lugar a diversos efectos tanto
carcinogénicos como no carcinogénicos. Dentro de estos últimos se han documentado
eventos de genotoxicidad, alteraciones en el desarrollo embrionario, inmunosupresión y
también se han obtenido indicios de la aparición de efectos cardiovasculares como
consecuencia de la intoxicación por estos compuestos. En cualquier caso, la mayor parte
de los estudios realizados se han centrado en los efectos carcinogénicos de los HAPs, y
como consecuencia el cáncer se ha convertido en la referencia a la hora de evaluar el
riesgo potencial de estos compuestos para la salud humana.
La relación entre el consumo de los HAPs y sus efectos patológicos sobre el organismo
no es simple, sino que depende de diversos factores que configuran un determinado
perfil de consumo. Estos factores son los que se utilizan para establecer los criterios que
determinan la salubridad de los alimentos.
7.3. Definición de criterios para la seguridad alimentaria
Es evidente que el conocimiento de la variabilidad de toda una serie de factores como
los analizados previamente, que informan sobre la probabilidad de que los recursos
27
Scientific Committee on Food, European Union (2002). Opinion of the Scientific Coimmittee on Food
on the risks to human health of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in food (expressed on 4 December
2002). SCF/CS/CNTM/PAH/29 Final. http://europa.eu.int/comm./food/fs/sc/scf/index.en.html.
44
alimentarios del mar estén contaminados, es importante en términos de seguridad
alimentaria sobre todo cuando, como en el caso de la catástrofe del Prestige, intervienen
en un número elevado y la complejidad del problema originado es de gran magnitud. En
estos casos, en los que abarcar la totalidad del problema de seguridad alimentaria resulta
imposible, es fundamental poder incrementar los esfuerzos analíticos y de control en
general en aquellas zonas o aquellos recursos que por sus características sean
potencialmente más susceptibles de estar contaminados.
No obstante lo anterior, lo que resulta definitivo en términos de seguridad alimentaria es
conocer cuáles son límites que se deben establecer para determinar la aptitud del
alimento para el consumo humano, y los criterios utilizados para ello. En este sentido el
mayor esfuerzo realizado, con gran número de estudios desarrollados y que ha
producido importantes avances, ha tenido lugar tras el vertido protagonizado por el
Exxon Valdez en Alaska. En 1990, tras este vertido, la U.S. Food and Drug
Administration (FDA) elaboró un protocolo para la evaluación de riesgo y una serie de
recomendaciones sobre la salubridad de los recursos alimentarios de la zona afectada en
relación con los niveles de HAPS en sus tejidos28. Los criterios fundamentales de este
protocolo, que ha sido utilizado tras otros vertidos de hidrocarburos en Estados Unidos
y constituye actualmente una referencia internacional sobre el potencial tóxico de los
HAPs, son los siguientes:
1.
Cuando tiene lugar un proceso de contaminación de gran alcance como ha sido el
vertido del Prestige, que meses después de su inicio continúa activo, tarde o temprano
han de tomarse decisiones sobre la recuperación de la actividad extractiva normal en la
zona afectada. En nuestro caso, estas decisiones afectan directamente al inicio de la
pesca y el marisqueo y, como consecuencia, al consumo de las especies sometidas a
explotación. En este sentido, resulta imposible desde distintas perspectivas (económica,
social, política, etc.) retomar dicha actividad garantizando el 100% de la normalidad en
términos de seguridad alimentaria o, dicho de otro modo, sería necesario asumir cierto
riesgo. El factor que contempla esta idea dentro del protocolo desarrollado por la FDA
es el denominado nivel aceptable de riesgo, y se define como el máximo nivel de riesgo
28
Yender R., J. Michel & C. Lord (2002). Managing seafood safety after an oil spill. Seattle: Hazardous
Materials Response Division, Office of Response and Restoration, NOAA. Disponible en
http://response.restoration.noaa.gov/.
45
carcinogénico a lo largo de la vida considerado como aceptable por los expertos en la
materia. El nivel de riesgo aceptable que se utiliza típicamente en los cálculos de riesgo
carcinogénico es de 1·10-6, lo cual implica que el consumo de un tejido con una
determinada concentración de HAPs, que se consume con una frecuencia y durante un
periodo de exposición al agente tóxico definidos, no debería producir un incremento en
el riesgo de padecer cáncer a lo largo de la vida superior a 1:1.000.000.
2.
La amenaza que supone un vertido tóxico para una población no se distribuye
homogéneamente sobre ella, sino que afectará de manera particular y con diferente
intensidad a distintos grupos de individuos. En este sentido, otro factor que se ha
incluido en el protocolo de la FDA es el peso corporal del consumidor final, ya que
influye directamente en los efectos patológicos que puede producir un compuesto tóxico
ingerido. En este sentido, existen determinados sectores de una población, como los
niños, que están especialmente expuestos a los efectos tóxicos de los HAPs (o cualquier
otro agente contaminante), y con los que se deberían extremar las precauciones. En
general, para los adultos de la población estadounidense se suele utilizar un peso
corporal medio entre 60-70 kg. No obstante, y dado que los límites de consumo
permitidos para una determinada concentración de estos compuestos están linealmente
correlacionados con el peso corporal, el protocolo desarrollado permite utilizar
cualquier otro valor medio si es que la población estudiada así lo requiere.
3.
Se debe tener en cuenta la duración media de la vida humana ya que el riesgo de
cáncer no debe evaluarse para un periodo ilimitado. El valor que se viene utilizando
normalmente para este factor es de 70 años.
4.
El potencial cancerígeno del compuesto tóxico es otro de los criterios utilizados para
la evaluación del riesgo de consumo de alimentos con HAPs. Sobre este criterio, aunque
no se dispone de datos toxicológicos suficientes para todos los HAPs que en principio
podrían resultar de interés para garantizar la salud humana, cabe destacar los estudios
realizados sobre uno de estos compuestos, el benzo(a)pireno, que presenta un alto
potencial cancerígeno. Los datos toxicológicos disponibles de este hidrocarburo son
mucho mejores que los existentes para el resto de estos compuestos, y es por ello que se
utiliza como compuesto de referencia para estimar el potencial tóxico de otros HAPs de
interés. Los valores que se manejan para determinar su potencial cancerígeno proceden
46
de datos sobre la respuesta del organismo ante distintas dosis de benzo(a)pireno,
obtenidos a partir de estudios epidemiológicos en humanos y de estudios de toxicidad
en modelos animales29. El método utilizado para estimar el potencial cancerígeno del
hidrocarburo se basa en las características de la curva que se obtiene al confrontar los
pares de datos dosis-respuesta, particularmente en su parte inicial, correspondiente a las
dosis más bajas del agente tóxico. De este modo se consigue que el método proporcione
una estima conservadora sobre el potencial riesgo de cáncer originado por un HAP. En
este sentido, aunque normalmente en los estudios dosis-respuesta se utilizan altas dosis
del contaminante y sería necesario extrapolar estos datos para dosis menores que puedan
ajustarse más a la realidad, el método aplicado implica que el riesgo cancerígeno real
puede ser significativamente menor.
5.
La duración de la exposición también incide directamente en el riesgo de consumo
de alimentos con HAPs, ya que hace referencia al intervalo de tiempo durante el cual un
organismo está expuesto al agente contaminante, consume alimentos contaminados
procedentes de la zona afectada por el vertido. Evidentemente, el valor que puede ser
atribuido a este factor dependerá de las características del vertido (composición
química, cantidad de contaminante, etc.) que determinarán el tiempo de permanencia en
el ambiente, y de las características de los recursos de la zona en cuestión (probabilidad
de incorporación del contaminante, capacidad para excretarlo, etc.). Como
consecuencia, los valores utilizados para diferentes eventos de contaminación marina
hasta la fecha son muy variables (entre 2 y 70 años).
Además de la duración del periodo de consumo de alimentos contaminados, se debe
tener en cuenta la tasa de consumo durante el mismo. Este factor se define como la
cantidad de alimento que consume un individuo por día. Normalmente se utiliza una
estrategia conservadora para calcular la tasa de consumo individual, utilizando pare ello
datos correspondientes a un consumidor medio o alto de alimentos del mar.
Independientemente de ello, es claro que la variabilidad interpoblacional en la tasa de
29
Scientific Committee on Food, European Union (2002). Polycicyclic Aromatic Hydrocarbons Occurrence in foods, dietary exposure and health effects (Background document to the opinion of the
Scientific Committee on Food on the risks to human health of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in food,
(expressed on 4 December 2002). SCF/CS/CNTM/PAH/29 ADD1 Final.
http://europa.eu.int/comm./food/fs/sc/scf/index.en.html.
U.S. Environmental Protection Agency (2000). Guidance for assessing chemical contaminant data for use
in fish advisories, Volume 2: Risk assessment and fish consumption limits (3ª ed.). EPA 823/B/00/008.
Washington DC: Office of Science and Technology, U.S. EPA.
47
consumo de pescado y marisco es muy alta, y de la misma forma que sucede con la
duración de la exposición a la contaminación, este factor deberá ser calculado con
especial cautela. A modo de referencia, para la población estadounidense se utiliza un
valor medio de 227 g/persona · mes (7.5 g/día) de alimentos procedentes del mar. Es
evidente que para muchas poblaciones de Estados Unidos este dato es ampliamente
superado (a modo de ejemplo, estudios realizados sobre comunidades nativas de Alaska
proporcionaron estimas de consumo de 164 g/persona · día). Las tasas de consumo en
España30 son un orden de magnitud superiores a las americanas alcanzando 2.94
kg/persona·mes (96.6 g/día), y Galicia se sitúa dentro de las comunidades con niveles
mayores de consumo. Es evidente que los límites de seguridad que se establezcan en
nuestro país deben ser muy inferiores a los existentes para otros países con menor
consumo de productos del mar.
7.4. Situación actual en España y la Unión Europea
La legislación existente sobre límites de seguridad de los HAPs en alimentos, y en
particular en pescado y marisco es muy escasa en el ámbito europeo, mientras que en
otros países, fundamentalmente Estados Unidos y Canadá, se ha avanzado notablemente
tanto en materia de prevención como en la confección de planes de gestión de mareas
negras, incluyendo aspectos relativos a la seguridad alimentaria. La escasa información
sobre gestión de mareas negras en Europa y la insuficiente legislación existente sobre
los límites de HAPs permitidos en alimento, dificulta la correcta valoración de los
resultados analíticos que se puedan obtener. En el caso del medio marino, la legislación
es escasa y no por la falta de peligro potencial, sino porque los eventos de
contaminación aguda son escasos (normalmente asociados a mareas negras), aunque no
por ello poco importantes.
Las principales referencias sobre legislación destinada a los límites de seguridad de
HAPs en alimentos, tanto a nivel nacional como internacional (especialmente en el
ámbito europeo) son las siguientes:
30
Datos del FROM (Ministerio de Agricultura, Pesca y Alimentación) disponibles en su página web
(http://www.from.mapya.es/contenidos_oficiales/contenidos_oficiales.htm).
48
•
En algunos países existe una normativa que limita el nivel máximo recomendado
de benzo(a)pireno a 1 µg/kg de peso seco de alimento, especialmente en
productos ahumados.
•
La EPA norteamericana ha catalogado 16 compuestos como potencialmente
tóxicos (muchos de ellos carcinogénicos). No establece límites máximos, pero se
considera internacionalmente como una referencia válida sobre el potencial
tóxico de los HAPs.
•
A raíz de la marea negra del Erika, la Agencia Francesa de Seguridad
Alimentaria (AFSSA) estableció unos valores de referencia para determinar la
aptitud para el consumo de productos pesqueros y marisqueros, y concretamente
estableció dos tipos de limitaciones31. Catalogó 6 compuestos, a partir de
recomendaciones de la Organización Mundial de la Salud (OMS), y estableció
como límites valores de 200 µg/kg de peso seco en moluscos bivalvos, 40 µg/kg
en crustáceos y cefalópodos y 20 µg/kg en peces. Para los 16 compuestos
catalogados por la EPA estableció un límite de 500 µg/kg en moluscos bivalvos
y 50 µg/kg en peces. Para el caso del Prestige, la AFSSA ha modificado
parcialmente los criterios anteriores, incrementando el límite a 200 µg/kg de los
6 compuestos de la OMS para cefalópodos y crustáceos y estableciendo 500
µg/kg para los compuestos de la EPA y estos mismos organismos.
Posteriormente, la UE inició trabajos para establecer una normativa al respecto,
que seguía básicamente las recomendaciones francesas.
•
En el caso español, sólo existe una referencia legislativa referida al aceite de
orujo de oliva. El Ministerio de Sanidad y Consumo (BOE 26 Julio 2001) ha
catalogado 8 HAPs (entre ellos los seis catalogados por la OMS) para
determinar la aptitud para el consumo de aceite de orujo de oliva. Se establece
un límite máximo de 2 µg/kg de aceite para cada compuesto individual y 5
31
Informes de la Agence Française de Sécurité Sanitaire des Aliments: dissponibles en su página web
(http://www.afssa.fr/):
• Narbonne J.F., M. Rabache, H. Budzinski, F. Garrigues, F. Levêque, B. Médina & C. Lambré
(2000). Recommendations made by a task force on exclusion thresholds, analytical methods and
monitoring within the framework of preventing food risks related to hydrocarbon pollution from
the shipwreck of the tanker, Erika (7 Enero 2000).
• Avis du groupe d'experts réunis par l'Agence française de sécurité sanitarie des aliments sur les
critères de toxicité alimentarie présentés par la pollution engendrée par le naufrage de l'Erika (5
Febrero 2000).
• Avis de l'Agence française de sécurité sanitarie des aliments relatif l'évaluation des risques
sanitaries qui pourraient résulter de la contamination des produits de la mer destinés à la
consommation humaine, suite au naufrage du pétrolier Prestige. AFSSA - Saisine nº 2003-SA0007 (20 Enero 2003).
49
µg/kg de aceite para el total de compuestos. Esta es la única legislación nacional
existente sobre límites de HAPs en alimentos, y supone el reconocimiento
oficial por parte de la administración española de su potencial toxicidad.
•
Como consecuencia de la catástrofe del Prestige, la Xunta de Galicia ha iniciado
la monitorización de HAPs en recursos marinos y establecido criterios referentes
a límites de seguridad32. Estos criterios han seguido las recomendaciones de la
OMS, Agencia Española de Seguridad Alimentaria (AESA) recientemente
constituida y otras instituciones. Los límites establecidos coinciden con los que
ha manejado la UE y los que recomienda actualmente la AFSSA para el total de
los 6 compuestos de la OMS citados anteriormente, pero no incluyen aquellos
referidos a los 16 compuestos catalogados por la EPA. Así, inicialmente (Enero
y Febrero de 2003) se propuso para los moluscos un límite máximo de 200
µg/kg de peso seco y de 20 µg/kg para peces. En la actualización de la web de 9
de Abril de 2003, se amplia el criterio de 200 µg/kg a crustáceos, equinodermos
y cefalópodos. Esta propuesta no ha aparecido en legislación oficial hasta el
momento.
•
Por último, existen evidencias científicas claras del potencial tóxico de los
derivados alquilados de los HAPs así como de aquellos sulfurados (que
contienen azufre), aunque no existen valores guía para este tipo de compuestos.
Aún así, estudios recientes sugieren que su toxicidad en algunos casos puede ser
similar o incluso superior a la del benzo(a)pireno.
Las recomendaciones de la Xunta de Galicia, AESA y AFSSA para el establecimiento
de valores guía o límites de seguridad alimentaria en niveles de HAPs en recursos
pesqueros, presenta ciertas ambigüedades que limitan su aplicabilidad o su eficacia
como herramienta de control y gestión:
•
En ocasiones se presentan valores guía (sin establecer una relación específica
con los límites máximos dentro de los que se permite la comercialización del
producto), mientras que en otros se denominan límites de seguridad
(apareciendo como criterio directo de obligado cumplimiento para la apertura /
cierre de la explotación).
32
http://www.ccmm-prestige.cesga.es/
50
•
No se describe la metodología analítica a emplear, información que resulta
imprescindible para poder valorar los resultados obtenidos. De hecho la
normativa publicada en el BOE referida al aceite de orujo de oliva describe con
gran detalle las cuestiones analíticas.
•
Los límites se refieren a la parte comestible (aunque en muchas ocasiones este
hecho no se indica), pero no explicitan si los valores límite se refieren a tejidos
concretos o al animal completo. Esta cuestión es importante pues en animales
grandes, como la mayoría de peces, crustáceos y cefalópodos, la analítica debe
realizarse separadamente para cada tejido y cada uno de ellos tiene tasas de
acumulación diferentes, y en muchas de las especies se consumen otros tejidos
además del muscular.
•
No se justifican por qué los límites máximos difieren en peces, moluscos y
crustáceos, cuando los efectos para la salud humana deberían ser equivalentes.
Sólo la AFSSA expone algunos argumentos, que realmente sólo justifican las
diferencias en los niveles de acumulación en organismos, pero no por qué
supuestamente los efectos sobre la salud humana difieren entre grupos.
•
No explican las bases de la estimación del límite que debe estar basado en los
criterios descritos anteriormente y que han sido publicados por la FDA
americana. Sin embargo, recientemente la Unión Europea (Diciembre 2002)33 ha
publicado información sobre esta cuestión.
7.5. Niveles de contaminantes y gestión de la seguridad alimentaria en el caso del
Prestige
Como ya ha tratado previamente, hasta el momento sólo se han difundido resultados
obtenidos por el CCCMM de la Xunta de Galicia y datos puntuales obtenidos por el
IEO. Adicionalmente el equipo de investigación de los autores de este capítulo está
realizando una monitorización de niveles de HAPs en recursos pesqueros y
marisqueros.
El IEO ha centrado sus esfuerzos en el análisis de los 6 HAPs catalogados por la OMS
en tejidos musculares de peces comerciales demersales y pelágicos de la plataforma
33
Ver notas 27 y 29.
51
gallega, obteniendo niveles inferiores al límite analítico de detección en todos los casos.
Complementariamente, han publicado datos puntuales de recursos marisqueros
(percebe, navaja, erizo y mejillón de roca) obtenidos en las Islas Cíes y costa próxima
en Enero y Marzo de 2003, encontrando en estos casos niveles elevados (entre 47 y 526
µg/kg de peso seco)34.
Por lo que respecta al CCCMM, ha realizado un esfuerzo mucho mayor, pero como se
discutió anteriormente la red de monitorización implementada adolece de ciertos
defectos que dificultan la interpretación de los resultados obtenidos. Aún así, los datos
publicados (referidos siempre a los 6 HAPs catalogados por la OMS) indican que en las
zonas no afectadas los niveles en mejillón cultivado en batea son siempre inferiores a
100 µg/kg, y en el caso de otros moluscos no superan los 200 µg/kg. Estos resultados
indican probablemente los niveles basales (correspondientes a condiciones normales, en
ausencia de mareas negras). Se han publicado muy pocos resultados de moluscos en las
zonas afectadas, pero indican en todos los casos valores muy elevados, superiores
siempre a 200 µg/kg. En el caso del percebe se han detectado varios bancos con niveles
superiores al límite de seguridad, aunque el número limitado de muestras impide
obtener una imagen geográfica completa del grado de impacto. Por último, los análisis
realizados en tejidos musculares de peces, crustáceos decápodos y cefalópodos han
arrojado siempre valores inferiores al límite de detección.
En secciones previas se han presentado de un modo resumido los principales resultados
obtenidos por los autores sobre niveles de HAPs en organismos. Este estudio ha
incluido un total de unos 40 compuestos y por tanto ofrece una perspectiva más amplia
que aquellos centrados únicamente en los 6 HAPs catalogados por la OMS. Como
valoración global, en el caso de los recursos pesqueros móviles (de zonas costeras y
plataforma continental), sí analizamos los compuestos individuales (y no los valores
agregados según los criterios de la XUGA o EPA), se observa la incorporación de HAPs
34
Informes del IEO disponibles en su web (http://www.ieo.es/Prestige/IEO_Prestige_intro.html):
IEO (2003). Informe nº 5. Niveles de hidrocarburos aromáticos policíclicos (PAHs) en especies de interés
pesquero en relación con la seguridad alimentaria.
González J.J., L. Viñas, M.A: Franco & J.A: Soriano (2003). Informe nº 13a. Niveles de hidrocarburos
aromáticos policíclicos (PAHs) en peces pelágicos de interés comercial del Cantábrico en en relación con
la seguridad alimentaria. Marzo 2003.
González J.J., L. Viñas, M.A: Franco & J.A: Soriano (2003). Informe nº 13b. Niveles de hidrocarburos
aromáticos policíclicos (PAHs) en percebe, navaja y mejillón silvestre de las costas de Galicia. Marzo
2003.
52
en los tejidos de los organismos para la mayor parte de especies y para todas las zonas.
En los resultados obtenidos se detecta una mayor importancia cuantitativa de
compuestos de bajo peso molecular, más volátiles y solubles. Las diferencias existentes
entre los resultados obtenidos para compuestos de la EPA y de la XUGA (que son los 6
de mayor peso molecular de los 16 originales de la EPA) confirman lo expuesto
anteriormente, indicando que este patrón se debe a la mayor movilización inicial de los
compuestos de bajo peso molecular, en general de menor poder tóxico. Estos resultados
confirman la entrada de HAPs procedentes del Prestige en las redes tróficas marinas,
incluso ya en especies depredadoras de elevado nivel trófico, y es previsible que los
compuestos de mayor peso molecular (y mayor potencial tóxico) se puedan ir
introduciendo en la red trófica y en los recursos pesqueros más lentamente y serán
registrados en niveles más elevados en periodos posteriores. Dentro de los recursos
marisqueros, percebe, erizo, navaja y berberecho son las especies más afectadas, con
niveles de contaminantes muy elevados en toda la zona afectada (entre el norte de las
Rías Baixas y el Golfo Ártabro), superando los límites de seguridad definidos por la
XUGA, mientras que en otros bivalvos los valores son en general más bajos, aunque
puntualmente pueden superar los límites de referencia.
8. Papel de la comunidad científica en la evaluación y gestión de la catástrofe
La catástrofe del Prestige ha supuesto una crisis social y ha generado un movimiento de
contestación muy importante, que se aborda en otros capítulos de este libro. Si
cabe,destacar aquí que el clima sociopolítico existente en las primeras semanas y meses
después del inicio del vertido creó, sin lugar a dudas, unas condiciones totalmente
inadecuadas para el trabajo científico, poniendo de manifiesto al mismo tiempo las
limitaciones que la organización de la ciencia española y gallega imponen a la hora de
dar respuesta a problemas de este tipo.
Como hemos visto anteriormente, los efectos ecológicos de una marea negra (y sus
consecuencias socioeconómicas) dependen de multitud de factores de difícil predicción,
lo cual da pie, en un caso como el presente, a valoraciones totalmente contrapuestas
debidas a especulaciones basadas en información parcial y/o intereses sociopolíticos
más o menos legítimos (desde la precaución para no producir alarmas innecesarias, a la
53
ocultación interesada de información con el fin de proteger una determinada acción
política o sector económico). Además, el nivel de interés social disminuye casi
exponencialmente con el tiempo, mientras que la obtención de información objetiva
requiere de plazos largos, y es precisamente en la primera fase donde las valoraciones
tienen un carácter más especulativo.
8.1. Estructura organizativa de la comunidad científica
Para entender la (falta de) respuesta científica debemos, en primer lugar, realizar una
breve revisión de la estructura organizativa de la comunidad científica de nuestro
entorno, tanto en el ámbito de las ciencias marinas (responsables de la evaluación del
impacto ambiental y ecológico, y de las acciones de biorremediación y restauración de
ecosistemas), como en el de las ciencias sociales (que deben abordar el estudio del
impacto socioeconómico y de las acciones de recuperación de las comunidades
afectadas). Centraremos el análisis en las ciencias marinas por presentar una mayor
diversidad institucional y un papel más destacado en las fases iniciales de la crisis. Los
científicos sociales en nuestro ámbito se concentran en las universidades y, por otra
parte, las reflexiones que se hagan para el caso de las ciencias marinas les son de
aplicación en gran medida.
Los científicos marinos que pueden verse potencialmente implicados en una marea
negra de este tipo, se dividen en tres tipos de instituciones, aunque sus especialidades
científicas no responden a esa división. Así, la XUGA cuenta con centros y especialistas
en el medio marino y pesquerías (en aguas costeras o "interiores" donde se realiza el
marisqueo y la pesca artesanal o de bajura). La Administración Central, a través del
Ministerio de Ciencia y Tecnología (MCyT), dispone de diferentes centros de
investigación especializados en ciencias marinas como son aquellos dependientes del
CSIC (en Vigo está radicado el Instituto de Investigacións Mariñas, y cuentan con otros
centros a lo largo de la costa mediterránea española) y el Instituto Español de
Oceanografía (con dos centros costeros en A Coruña y Vigo). El IEO tiene como misión
fundamental la evaluación de los recursos pesqueros, y en particular de aquellos que se
encuentran gestionados por la Administración Central (Secretaría General de Pesca
Marítima del Ministerio de Agricultura, Pesca y Alimentación), que se corresponden
con los recursos de aguas "exteriores" de la plataforma continental (pesca semi-
54
industrial) y pesquerías “lejanas” (pesca industrial). Complementariamente, el IEO
cuenta con grupos de investigación especializados en estudios sobre el medio marino y
por ello no centrados exclusivamente en pesquerías. Por el contrario, el CSIC es una
institución de investigación más académica, con una mayor libertad y diversidad en las
líneas de investigación que siguen sus científicos.
Las universidades gallegas y de otras zonas de España, cuentan con numerosos grupos
de investigación en ciencias marinas (en concreto Galicia dispone de la mayor
concentración de este tipo de científicos en toda España). Se puede decir que la
investigación dentro de la universidad, se realiza de modo prácticamente independiente
de las directrices de sus órganos gestores (a nivel universitario o de la comunidad
autónoma de la que dependen económica y legalmente, a pesar de la autonomía
universitaria), y en general se encuentra articulada en grupos pequeños (o por
investigadores individuales) frecuentemente con escasa conexión entre ellos. Este
modelo universitario responde, al menos en parte, al modelo de incentivos que se ha
establecido para favorecer la actividad científica, basados en la producción individual
(medida fundamentalmente por las publicaciones realizadas en revistas de reconocido
prestigio internacional), que suele determinar la búsqueda de líneas de investigación de
elevada productividad y que no requieran grandes infraestructuras (básicas en una buena
parte de la investigación marina, pero no disponibles en la mayoría de las ocasiones en
las universidades españolas), con colaboraciones ocasionales entre científicos y
pequeños grupos. Este modelo funciona razonablemente bien en situaciones normales,
como lo demuestra el crecimiento de la productividad científica universitaria en los
últimos años.
Para comprender totalmente el modelo universitario, debemos considerar un segundo
factor debido a las medidas tomadas por diferentes administraciones (especialmente la
Xunta de Galicia, y en menor medida y últimamente la Unión Europea), para crear
grupos de investigación con una masa crítica mínima que permita la optimización de
recursos. Estas medidas, tal como se han diseñado, generan estructuras totalmente
jerarquizadas, en la que los científicos se agrupan por necesidades legales,
estableciéndose dependencias que no siempre responden a la actividad científica (que en
buena medida sigue siendo realizada de modo individual, o en pequeños grupos con
escasa cooperación y coordinación). Además, no se incentiva, incluso se dificulta, la
55
interdisciplinariedad, tanto por las dificultades formales como por la escasa valoración
de este tipo de investigación.
Las universidades además no cuentan, como ha demostrado la catástrofe del Prestige,
con estructuras gestoras y organizativas adecuadas para dar respuestas rápidas a
necesidades de acción científica multidisciplinar y coordinada ante situaciones de crisis.
Al mismo tiempo, la mentalidad de los científicos universitarios suele limitar en general
este proceso, por la dificultad de establecer objetivos comunes y aceptados por los
investigadores y mecanismos de coordinación del trabajo. Las administraciones
públicas tienen escasa, o nula, capacidad para imponer a los científicos universitarios
respuestas inmediatas a situaciones de crisis y, al menos en este caso, pueden mostrar
escaso interés en ello considerando las dificultades que presenta el control de la
información generada. Por supuesto, la administración pública cuenta con un arma
fundamental a la hora de involucrar a los científicos de su interés, dado que controla la
inmensa mayoría de recursos financieros que se destinan a la investigación y
monitorización del medio marino. Aún así, la estructura organizativa de las
universidades, puede dificultar enormemente la organización de respuestas rápidas e
interdisciplinares a problemas puntuales.
Tanto la Xunta de Galicia como el IEO cuentan potencialmente con la capacidad de
respuesta rápida a situaciones críticas, dado que pueden modificar de modo inmediato
los planes de trabajo de sus científicos y definir objetivos específicos en función de su
interés socioeconómico y político (aunque puedan entrar en contradicción con el criterio
científico). El caso del CSIC podríamos considerarlo como una situación de facto
intermedia entre los casos anteriores y el de las universidades, compartiendo en gran
medida diferentes aspectos característicos de éstas.
Una novedad aún incipiente, observada en el caso del Prestige, es la aparición de otras
organizaciones más o menos independientes de la administración pública, que tienen
cierta capacidad de respuesta a estos problemas o pueden financiar investigación y
evaluación realizada por científicos independientes (bien del sector privado o de las
universidades y del CSIC). Así es el caso de diferentes ONGs, fundamentalmente del
sector ecologista, y las cofradías de pescadores (su inmensa mayoría se ha organizado
56
en una Comisión de Cofradías afectadas por la catástrofe del Prestige) que han
realizado actividades de este tipo.
8.2. La respuesta científica de la administración central y autonómica
No entraremos aquí a analizar en detalle la cronología de acciones y sus características y
objetivos, pero es evidente que inicialmente existió un elevado grado de
desorganización y de falta de respuesta ante las necesidades inmediatas. Posteriormente,
tanto la administración autonómica como la central, a través de sus centros de
investigación (y casi siempre de modo totalmente independiente entre ellos), iniciaron
una serie de actividades orientadas a la evaluación del impacto y de la evolución de la
marea negra y de control de la contaminación (con el objetivo de asegurar la seguridad
alimentaria así como de protección del medio marino en general). En esta segunda fase,
el diseño de los estudios fue decidido al margen de la comunidad científica
universitaria, donde se concentra buena parte de la experiencia científica en ciencias
marinas y de buena parte de los grupos existentes dentro de la administración pública.
La Consellería de Pesca y Asuntos Marítimos abordó desde un principio el grueso del
problema, tanto en lo que respecta a la información pública como a la evaluación e
investigación. Aparentemente su acción ha sido totalmente autónoma y aislada del resto
de la comunidad científica, y no se conocen a día de hoy ni los estudios realizados, ni
sus objetivos y resultados, salvo parcialmente en lo que respecta a la seguridad
alimentaria y siempre dirigido a la apertura de zonas de pesca.
El IEO inició una serie de estudios centrados en el ecosistema de la plataforma
continental y sus recursos pesqueros, aprovechando sus infraestructuras y recursos
humanos. Los resultados obtenidos, en buena parte, se han hechos públicos rápidamente
y son coherentes con el conocimiento científico existente sobre mareas negras. Pero, tal
como se discutió antes, probablemente los principales impactos sucedan en la zona
costera y no en la plataforma, por lo que los resultados aportados por el IEO puedan ser
de limitada utilidad. De hecho, el IEO ha continuado e intensificado las acciones
científicas que viene realizado regularmente, por necesidades de evaluación de recursos
pesqueros, siendo discutible desde una perspectiva de optimización de los recursos
limitados existentes la prioridad de intensificar estudios en la plataforma cuando la zona
57
costera sufre daños mayores que no pueden ser abordados por falta de medios. Este
hecho muestra otra limitación de nuestra organización científica, que no permite
aprovechar todos los recursos de una institución como el IEO, para dar respuesta a un
problema que se escapa de su ámbito de trabajo (por razones legales y administrativas,
no por motivos científicos).
El MCyT, a través del CSIC, inició en Diciembre de 2002 la elaboración de un plan de
acción a medio plazo en el que, curiosamente, sólo participaron científicos de centros
mediterráneos hasta que al final del proceso, y probablemente motivado por las críticas
públicas y privadas recibidas, se incorporaron aportaciones de otras instituciones y de
centros y universidades gallegas y del resto del estado. Inexplicablemente, gran parte
del trabajo realizado que supone un plan de acción, no ha sido publicado. La respuesta
del CSIC ha sido enormemente variable y fluctuante en el tiempo, con una avalancha de
informes y aparente puesta en marcha de estudios a los pocos meses del inicio de la
catástrofe (en el momento de mayor demanda social de investigación científica), que
posteriormente parece haberse ralentizado o incluso desaparecido, al menos en lo que
respecta a su difusión pública (basta comprobar los informes publicados en su página
web y la temporalidad de los mismos).
El papel jugado por el IEO y el CSIC parece mostrar un interés institucional por
protagonizar la respuesta científica (y controlar los recursos que posiblemente se
movilicen para este fin), y la existencia de luchas internas dentro y entre instituciones
por este rol.
8.3. Respuesta científica y social de la universidad
La respuesta de la universidad no ha tenido lugar a nivel institucional (salvo en
declaraciones de escasa efectividad), y se ha traducido en respuestas individuales o de
pequeños grupos, autoorganizados ante la inacción y errores de la administración
pública. En las universidades gallegas se ha planteado internamente la demanda de una
organización que permitiese crear grupos multidisciplinares temporales para abordar la
crisis y dar respuesta a la demanda social, pero los equipos gestores no han logrado
materializar esta demanda, posiblemente porque no existe un diseño previo y recursos
adecuados a este fin. Diferentes grupos han realizado estudios, aún en marcha y no
58
publicados, que abordan aspectos puntuales de la marea negra, pero han sido diseñados
según las especializaciones e intereses de los científicos participantes y por tanto, muy
posiblemente, no permitirán dar una imagen completa del problema.
Por otra parte, las declaraciones públicas de los científicos universitarios, tanto
individuales como en grupos, han sido en general muy críticas con la gestión de la
administración pública (por su valoración del problema, su inacción o respuesta
equivocada y la ocultación de información), lo que ha motivado una situación de
conflicto. Aunque por supuesto diversos grupos universitarios han mantenido una
colaboración activa con la administración, que en general ha tenido escasa repercusión
pública tanto por la política informativa de la misma como por la discreción con que
estos grupos universitarios han afrontado este tema (posiblemente como consecuencia
del clima social existente).
Resaltaremos dos ejemplos de acciones de comunicación nacidas en el seno de las
universidades (y otras instituciones) que constituyen respuestas a la actitud y a lo que se
ha interpretado como errores de la administración pública. Profesores de la Universidad
de Vigo crearon el 21 de Noviembre de 2002 una página web35 "co obxectivo de
recoller, de forma rigurosa e obxetiva, información técnica e científica sobre a marea
negra producida polo Prestige", ante la falta de información oficial. Esta página se
constituyó rápidamente en una referencia para el seguimiento de la marea negra
mediante las aportaciones de diversos científicos y la síntesis de información y
monitorizaciones de instituciones francesas, portuguesas y españolas. Posteriormente
esta web fue "institucionalizada" por la propia Universidad de Vigo, curiosamente
cuando su necesidad y relevancia eran ya menores. Por otra parte, 422 científicos
marinos españoles de todo tipo de instituciones publicaron una carta en la revista
Science36 en la que presentaban un análisis de las claras evidencias científicas que
desaconsejaban el alejamiento del buque y que permitían predecir fácilmente la
trayectoria de la marea negra. Esta carta ha generado una abundante polémica tanto en
los medios de comunicación como a nivel político al denunciar un hecho muy concreto
y estar avalada por un elevado número de profesionales.
35
http://webs.uvigo.es/c04/webc04/prestige/prestige.htm
Serret P., X.A. Álvarez-Salgado & A. Bode (2003). Spain's Earth Scientists and the Oil Spill. Science,
24 January 2003, Volumen 299, Número 5606
36
59
Debemos tener en cuenta que en lo que respecta a la zona costera (marina y terrestre), la
inmensa mayoría del conocimiento científico se encuentra radicado en las
universidades, y desde este punto de vista, pueden ser sin duda el capital humano básico
para analizar el impacto y la recuperación del sistema costero (el más afectado por la
catástrofe). La universidad cuenta con el conocimiento necesario y los recursos
humanos adecuados, pero no tiene las herramientas adecuadas para conseguir la
utilización eficaz de este capital en la respuesta a crisis de este tipo. El modelo
universitario no permite obtener esta respuesta mediante imposición a sus miembros, y
ésta es muy probablemente una de sus grandes virtudes como base de la creatividad
científica y la innovación, por lo que debería buscar métodos alternativos basados en
incentivos positivos. Básicamente, estos incentivos tendrían que pasar por la aportación
de recursos humanos, materiales y organizativos nuevos y diferentes a los habituales,
específicos para estos casos, y en segundo término incentivos profesionales
(económicos o de otro tipo). Hemos de pensar que para la gran mayoría de científicos
marinos, una marea negra no es un tema atractivo de investigación, incluso desde un
punto de vista psicológico, pero especialmente porque requiere un aprendizaje rápido e
intenso (por su propia naturaleza no es una investigación planificable salvo en temas
muy concretos), y la expectativa de productividad científica es menor que para las líneas
de investigación habituales. El gran reto pendiente de la universidad se centra en
compaginar la libertad científica con modelos organizativos adecuados para situaciones
de crisis. Esta libertad científica, enormemente rentable en situaciones normales y que
permite crear un capital humano con diversidad de intereses y conocimientos, básico
para situaciones de crisis, debe complementarse con mecanismos para la creación de
grupos interdisciplinares ante crisis de este tipo e incentivos para lograr la participación
de sus científicos.
Como consecuencia de todo lo anterior, la respuesta científica no ha aprovechado el
capital existente y ha sido lenta, parcial (en sus objetivos) y poco eficaz en la asignación
de recursos. Así, buena parte de las actividades no han partido de un análisis objetivo de
la información existente, que permitiese elaborar hipótesis que dirigiesen las acciones.
La lentitud de la respuesta ha creado una laguna inicial en la documentación del
impacto, que puede ser fundamental para su evaluación (a modo de ejemplo, en el caso
del Exxon Valdez, la NOAA constituyó grupos de evaluación del estado del litoral, que
60
realizaron estudios sobre el terreno previos a la llegada de la marea negra, basándose en
información oceanográfica que permitía determinar la evolución del vertido). Un buen
ejemplo lo encontramos en la monitorización de la evaluación del vertido en alta mar,
fundamental para poder coordinar las actividades de lucha contra la contaminación. El
Instituto Hidrográfico portugués proporcionó a través de Internet información detallada
y actualizada desde los primeros momentos37, que día a día se fue comprobando como
certera. Por el contrario, la administración española sólo consiguió articular una
monitorización similar cuando el grueso de la marea negra ya había llegado a la costa38.
La información sobre la composición química del fuel (y por tanto su potencial
toxicidad) fue pública ya desde los primeros días gracias al centro francés CEDRE39,
mientras que la administración española y gallega tardó varias semanas en proporcionar
esta información, y además con resultados muy diferentes a los franceses (posteriores
análisis confirmaron la veracidad de los datos franceses, y dejan en entredicho la
información inicial proporcionada por la Xunta de Galicia, que no mostraba rastros de
HAPs de alto peso molecular en el fuel del Prestige).
8.4. Acciones de investigación con financiación pública en curso
Todas las iniciativas en el ámbito científico descritas anteriormente se materializaron en
un limitado número de acciones financiadas por la administración pública que, además,
iniciaron sus actividades tras un considerable retraso, lo que muy posiblemente
comprometa la obtención de algunos datos críticos sobre el impacto ambiental.
La administración autonómica gallega se ha limitado a incluir la catástrofe del Prestige
dentro de las líneas prioritarias de sus programas de financiación de proyectos de
investigación, pero no se han aportado fondos adicionales para abordar estos temas, o al
menos no se ha hecho pública esta cuestión.
37
http://www.hidrografico.pt/hidrografico/Novidades/Prestige/pretende.htm
Informe Técnico CSIC 'Prestige'. Informe no. 12. Investigación en oceanografía operacional en el
CSIC: Predicción de las trayectorias de las manchas de crudo del buque Prestige. Disponible en
http://csicprestige.iim.csic.es/.
En la página web http://www.imedea.uib.es/oceanography/comision/ se recopila la información sobre esta
iniciativa.
39
http://www.le-cedre.fr/
38
61
La Administración central constituyó en Diciembre de 2002 un Comité Científico
Asesor que finalizó sus trabajos en Febrero de 2003. Este comité se centró en dar
soluciones al problema de los pecios y no realizó apenas aportaciones sobre el impacto
ambiental. A mayores de esta iniciativa, ha sido el MCyT la única institución pública
que ha realizado convocatorias públicas con financiación específica. La gestación de
estas acciones ha sido larga y conflictiva (como ya se discutió anteriormente), pero se
materializó en la constitución de una oficina técnica (con representación de las
universidades gallegas y cantábricas, IEO, CSIC y MCyT) que se ha encargado de la
gestión de dos tipos de acciones. Inicialmente, entre Febrero y Abril de 2003, se
financiaron una serie de Acciones Especiales para cubrir problemas de especial
urgencia. Estos proyectos no fueron sometidos a convocatoria pública, y se negociaron
con grupos de investigación que podían abordarlos de modo inmediato. El desarrollo de
estas Acciones ha sido planteado a 6 meses (de Mayo a Noviembre 2003), y en general
se han creado consorcios de grupos de investigación para abordar temas muy
específicos, como pueden ser la intercalibración de los laboratorios encargados de las
analíticas de HAPs, el impacto en las comunidades biológicas costeras y de la
plataforma continental o las características geológicas de la zona de hundimiento, por
citar sólo algunos.
Adicionalmente, el MCyT ha convocado en Marzo de 2003 una Acción Estratégica
sobre vertidos marinos accidentales para la financiación de proyectos de 3 años de
duración. Esta convocatoria sigue el sistema general de convocatorias abiertas con
líneas prioritarias, y es de suponer que suponga en algunos casos la continuación de las
acciones urgentes comentadas anteriormente.
Para dar una idea aproximada del esfuerzo de financiación realizado por la
administración pública basta considerar que ambas acciones del MCyT cuentan con una
financiación que, según diversas fuentes oficiosas, muy probablemente no supere los 10
millones €. En el caso de la marea negra del Exxon Valdez los gastos de evaluación de
daños supusieron 214 millones US$, mientras que en investigación y monitorización se
invirtieron unos 180 millones US$40.
40
Paine R.T., J.L. Ruesink, A. Sun, E.L. Soulanille, M.J. Wonham, C.D.G. Harley, D.R: Brumbaugh &
D.L. Second (1996). Trouble on oiled waters: Lessons from the Exxon Valdez oil spill. Annual Review of
Ecology and Systematics 27:197-235.
62
8.5. Recomendaciones para la organización de la respuesta científica y diseño de
un plan de contingencia
El análisis realizado en esta sección ha permitido extraer una serie de conclusiones
respecto a los puntos débiles de nuestro sistema científico público. Finalizaremos
planteando unas cuantas ideas básicas que podrían permitir mejorar la respuesta de la
comunidad científica ante futuras crisis ambientales y optimizar el uso de los recursos
humanos y materiales disponibles:
•
Son necesarios modelos e hipótesis a priori que permitan realizar predicciones
sobre la evolución del vertido y sus consecuencias ambientales y ecológicas.
Estos modelos e hipótesis deben estar basados en el conocimiento existente
sobre los ecosistemas potencialmente afectados y sobre las características físicas
y químicas del vertido. Por ejemplo, son necesarios modelos oceanográficos que
permitan predecir el transporte de hidrocarburos en función de la zona de vertido
y las características climatológicas y oceanográficas de la zona, o modelos de las
redes tróficas de los ecosistemas afectados con el fin de poder predecir las rutas
de transferencia y bioacumulación de contaminantes. Estos modelos e hipótesis
permitirían diseñar en tiempo real las actividades de investigación y evaluación
dirigiendo los recursos disponibles a los problemas que de un modo objetivo se
revelen como más preocupantes. Dada la limitación del conocimiento científico
existente, el desarrollo de estos modelos requeriría una combinación de ciencia
predictiva y conocimiento local de los propios científicos locales o de otros
sectores sociales con intereses y experiencia en esos ecosistemas (como por
ejemplo, pescadores o ONGs).
•
Se necesitan sistemas de gestión de la información existente sobre los recursos
naturales y ecosistemas de las zonas de interés. En la actualidad la información
existente sobre estos aspectos es importante cualitativa y cuantitativamente y
potencialmente muy útil, pero su escasa sistematización hace muy difícil un
acceso rápido. En este sentido, no existen iniciativas de creación y
mantenimiento de bancos de datos de acceso abierto sobre ecosistemas y
recursos marinos, ni tan siquiera cartografías digitales de acceso abierto. Estas
63
herramientas son imprescindibles para poder tomar decisiones rápidas y bien
informadas por parte de los gestores y grupos de trabajo en situaciones de crisis.
•
Diseñar sistemas organizativos e incentivos que permitan la formación temporal
de grandes equipos multidisciplinares y bien organizados. Estos grupos deberían
constituirse de modo inmediato al inicio de la crisis y contar con los recursos
necesarios para el desarrollo de su trabajo. Es fundamental que estos grupos
colaboren activamente con las comunidades locales en todas las fases de su
trabajo.
•
La valoración de daños requiere la realización de evaluaciones iniciales “en
tiempo real”, incluso la recogida de información previa sobre zonas afectadas,
adelantándose a la llegada de la marea negra mediante las predicciones de
transporte del vertido en función de las condiciones climatológicas y
oceanográficas. Para conseguir este objetivo, además de otras consideraciones,
es necesario contar con protocolos incluidos en planes de contingencia que
permitan una respuesta inmediata.
•
Además de las acciones científicas urgentes, es imprescindible desarrollar
programas de investigación a medio y largo plazo, dado que muchos de los
efectos son sólo detectables en estas escalas temporales. Para conseguir este
objetivo existen dos alternativas básicas basadas en el sistema “normal” de
convocatoria de propuestas (totalmente abierta o escasamente dirigida hacia
ciertos objetivos concretos) o el diseño de planes “cerrados” y “dirigidos” que
identifiquen los problemas concretos a estudiar y los grupos de investigación
más apropiados para su realización. Por supuesto existe todo un abanico de
soluciones intermedias que pueden ser más o menos válidas en función de la
masa científica existente y la diversidad de especialidades científicas. Es
imprescindible contar con una política científica clara que permita optar por la
opción más adecuada en función del contexto científico existente.
•
El diseño de planes públicos de evaluación y gestión de crisis de este tipo
debería contemplar la participación de diversos grupos sociales como ONGs,
organizaciones de pescadores, el sector acuícola o colectivos de voluntarios.
Esta participación debería materializarse en el diseño de los planes de
evaluación de daños y restauración de ecosistemas y recursos afectados, en la
colaboración logística en el desarrollo de los trabajos, la compartición de
64
conocimientos y en la financiación. Complementariamente no debemos olvidar,
en este sentido, que una crisis de este tipo, y la marea negra del Prestige ha sido
un caso claro, conlleva la aportación de donativos por múltiples actores sociales
que pueden ser claves para afrontar la financiación de este tipo de acciones.