efectos de las variaciones de salinidad sobre effects of

Efectos de las variaciones de salinidad sobre angiospermas marinas y su aplicación a los vertidos de plantas desalinizadoras. Effects of salinity variations on seagrasses and its application to desalination discharges.

Yolanda Fernández Torquemada

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http://www.eltallerdigital.com

Efectos de las variaciones de salinidad sobre angiospermas marinas y su

aplicación a los vertidos de plantas desalinizadoras


2012

TESIS DOCTORAL

Departamento de Ciencias del Mar y Biología Aplicada Departament de Ciéncies del Mar i Biologia Aplicada

http://www.ua.es/

http://www.ua.es/

Departament de Ciències del Mar i Biologia Aplicada Departamento de Ciencias del Mar y Biología Aplicada

Efectos de las variaciones de salinidad sobre angiospermas marinas y su aplicación a los vertidos de

plantas desalinizadoras

Effects of salinity variations on seagrasses and its application to desalination discharges

Memoria presentada para optar al grado de Doctora, mención Doctor Internacional, en la Universidad de Alicante por

YOLANDA FERNÁNDEZ TORQUEMADA

ALICANTE, 2012


TESIS DOCTORAL

Efectos de las variaciones de salinidad sobre angiospermas marinas y su aplicación a los vertidos de plantas

desalinizadoras



Julio 2012

VoBo Director de la Tesis Doctoral

Dr. José Luis Sánchez Lizaso


TESIS DOCTORAL

Efectos de las variaciones de salinidad sobre angiospermas marinas y su aplicación a los vertidos de plantas

desalinizadoras



Julio 2012

VoBo Director del Departamento de

Ciencias del Mar y Biología Aplicada

Dr. José Luis Sánchez Lizaso


El Doctor JOSÉ LUIS SÁNCHEZ LIZASO, Profesor Titular del Área de Zoología de la Universidad de Alicante, CERTIFICA: Que la memoria de Tesis Doctoral titulada “Efectos de las variaciones de salinidad sobre angiospermas marinas y su aplicación a los vertidos de plantas desalinizadoras”, presentada por YOLANDA FERNÁNDEZ TORQUEMADA, ha sido realizada bajo su dirección en el Laboratorio de Biología Marina (Departamento de Ciencias del Mar y Biología Aplicada) de la Universidad de Alicante. Y para que conste a los efectos oportunos, firma en Alicante a 14 de junio del año dos mil doce.

Fdo.: Dr. José Luis Sánchez Lizaso

Agradecimientos Acknowledgements

Y. Fernández Torquemada i

AGRADECIMIENTOS

El que finalmente haya podido acabar esta tesis, y no haya sido al revés, se lo debo a

muchísimas personas, que de una u otra forma han colaborado o han hecho que este

proceso fuera más sencillo y ameno.

Para empezar, está mi director de tesis, José Luis, que durante todos estos años ha

confiado en mí, ha sabido encauzar este trabajo, y a la autora del mismo, y me ha dado

la oportunidad de dispersarme “un poco” en multitud de proyectos y congresos, que han

hecho que esta tesis se retrasará “otro poco”, pero que resultara, creo yo, algo más

extensa y completa.

Y luego… me temo que voy a tener que ordenar los agradecimientos también por

capítulos…

Para empezar, los experimentos con Posidonia en mesocosmos no habrían sido posibles

sin la ayuda de Marta, que colaboró en la recolección de las plantas y el montaje de los

experimentos. También me ayudaron buceando, limpiando tanques, llevando agua, sacos

de sal, etc., Ludi, Eva, José Miguel, Angela, Cris, Francisco, Yoana, Mercedes,… Además,

tengo que agradecer a Mundomar que nos prestará sus instalaciones y la colaboración de

sus trabajadores. Y al “salt-team” (Olga Invers, Juanma Ruiz, Javier Romero, Esperanza

Gacia y José Luis Buceta, entre otros) porque sus ideas y opiniones sirvieron para

mejorar este trabajo.

Los experimentos con C. nodosa y Z. noltii fueron posibles gracias a mi madre, que me

esperaba en la playa mientras recogía las plantas, guardándome las llaves del coche, y

asegurándose que salía sana y salva del agua. También, colaboraron un montón de

desconocidos que sin ningún interés me ayudaron a cargar con mis botellitas (5-8 L) de

agua de mar, hasta que el Acuario de Santa Pola y sus empleados, me proporcionaron

dicha agua de una forma mucho más cómoda.

El capítulo de Halophila johnsonii lo realicé en el Center of Marine Sciences de

Wilmington, bajo la dirección de Mike Durako, y con la ayuda de todo su laboratorio.

Amanda me echó un cable con el Hansatech, Bob preparando el sedimento y los

Acknowledgements Agradecimientos

ii Y. Fernández Torquemada

acuarios, Jennifer recogiendo las plantas, y John, Ron, Brooke y Craig, además de hacer

de taxistas, me hicieron la estancia mucho más agradable.

Siguiendo con las estancias, a Cristina Buia le tengo que agradecer que me acogiera en

Ischia, donde tuve la suerte de iniciarme con el PAM, gracias a Maurizzio Lorenti y a las

plantas que me ayudaron a recoger Bruno y Gabrielle Procaccini. Giuseppe di Carlo y

Rossanna me corrigeron el inglés de algunos de los papers que aparecen en esta tesis.

Tampoco me olvido de los cafés, que religiosamente nos preparaba la “signora” y en los

que pude coincidir con Cristina Gambi, Francesco Patti, Anna, Karin, Giulia, Mauro,

Alessio, Raffaella, Ivan, Valeria, Stefania, Monia,...

En Melbourne (Florida), Beth Irlandi me hizo hueco en su laboratorio, y en su casa en

pleno huracán Francis, y me permitió seguir trabajando con Halophila johnsonii, con la

ayuda de Nancy, Elesha y Jamie.

Volviendo al trabajo en España, Yoli y Loya me ayudaron con los muestreos de la

desalinizadora de San Pedro del Pinatar, y Fernando, Carlos y José Miguel con los de

Jávea. A José Miguel le tengo que agradecer, también, que me ayudará a recoger los

frutos de Posidonia con los que realice el capítulo 3, y prácticamente todo el capítulo de

la desalinizadora de Alicante, ya que me ayudó con el diseño y la instalación de las

primeras parcelas permanentes, y me acompañó al mar durante los primeros años,

incluso aquel día en pleno invierno en el que las nevadas montañas de Alicante hacían

plantearse si merecía la pena bucear y dejar de admirar esos bellos paisajes… (y ya de

paso, aprovecho para dar las gracias al inventor del traje seco).

El capítulo de la desalinizadora de Alicante ha sido el más extenso, en el tiempo, en los

datos conseguidos, pero también por la gente que de algún u otro modo ha participado

en el: Marta (otra vez), Aurora, Aitor, Elena, Yoana, Loya, José Antonio, Candela, Lute,

Santi, Rubén, Cristina, Yoli, Just, Víctor, Carlos, Tito, Andrés,… Gracias, también, a la

Marina de Alicante, y a todos sus marineros por su amabilidad durante estos años,

además de por dejarnos un hueco donde amarrar la zodiac, y permitirnos usar el resto

de sus instalaciones, incluida esa ducha con agua calentita, que tan bien sentaba después

de bucear.

A la gente del departamento, tanto a los que siguen, como a los que pasaron por el, y

que no he nombrado antes, pero que también me han acompañado durante estos años,

Agradecimientos Acknowledgements

Y. Fernández Torquemada iii

en los muestreos, en el laboratorio, o en el café de primera hora,… Gracias a Alfonso,

Paqui, Pablo, Carmen, Damián, Celia, Sonia, Bea, Maite, Noé, Arechavala, Tocho, Esther,

Kilian, Vicky, Julia, las dos Anas, Agustín, José Vicente, Rosa,…

Los símbolos que aparecen en los pie de página para separar las distintas secciones son

de uso libre y cortesía de Integration and Application Network (ian.umces.edu/symbols/).

Además, el hecho de que a lo largo de la tesis aparezca algún que otro mapita

medianamente decente, se lo debo a Juan Peña, a quien nunca olvidaré.

Evidentemente la financiación ha sido imprescindible para la realización de esta tesis.

Así, tengo que agradecer a la Generalitat Valenciana la concesión de una beca FPI, junto

con varias ayudas para estancias cortas, que me permitieron ampliar mis conocimientos

sobre las angiospermas marinas en el extranjero. Posteriormente, el contrato con la

Universidad de Alicante, que fue fundamental para continuar con estos trabajos, vino

principalmente del proyecto: “Estudio de vigilancia ambiental para el vertido de la

desaladora del Canal de Alicante”, financiado por la Mancomunidad de Canales del

Taibilla, aunque también se participó en otros proyectos financiados por la

Mancomunidad (los relativos a las desalinizadoras de San Pedro del Pinatar) así como en

proyectos financiados por el CEDEX, ACSegura, Pridesa, Acciona, AMJASA, Ferrovial-

Agromán, Cadagua, Necso, Infilco y Acuamed, que han permitido la adquisición del

material y la realización de los muestreos necesarios para la elaboración de esta tesis.

Por último, el que yo haya empezado y acabado este trabajo se lo debo a muchas otras

personas, que aunque no aparezcan aquí nombradas, han influido en su realización

durante todos estos años... a ellos también les quiero dar las gracias. A mis amigos y

familia, a Lute, y en especial a mi madre, por su paciencia y cariño.

¡Muchísimas gracias a todos!

Acknowledgements Agradecimientos

iv Y. Fernández Torquemada

Acrónimos Acronyms

Y. Fernández Torquemada v

ABREVIATURAS Y SÍMBOLOS

α: Eficiencia fotosintética a irradianza subsaturada

AGUA: Actuaciones para la Gestión y Utilización del Agua

ANOVA: Analysis of variance

ATPasa: Adenosin trifosfatasa

BACI: Before-After Control-Impact

BOD: Biological oxygen demand

CID: Carbono inorgánico disuelto

CM: Cuadrados medios

CT: Conductivity and temperature device

CTD: Conductivity, temperature and depth device

DBO: Demanda biológica de oxígeno

dF: Degrees of freedom

DFFF: Densidad de flujo fotónico fotosintético

DI: Des ionized

DIC: Dissolved inorganic carbon

DO: Dissolved oxygen

DW: Dry weight

EDAR: Estación depuradora de aguas residuales

EPA: Environmental Protection Agency

FI: Fotosíntesis vs irradianza

Fmáx: Tasa fotosintética a irradianza saturada

gl: Grados de libertad

GPS: Global Positioning System

GeoEAS: Geostatistical Environmental Assessment Software

Ic: Irradianza de compensación (compensation point)

Acronyms Acrónimos

vi Y. Fernández Torquemada

Ik: Intensidad de saturación lumínica (light-saturation photosynthesis point)

IDAM: Instalación desalinizadora de agua marina

λ: Longitud de onda

MS: Means squares

ns: non significant (no significativo)

OI: Ósmosis inversa

PAR: Photosynthetically Active Radiation

PI: Photosynthesis versus irradiance

Pmax: Light-saturated gross photosynthesis

PS: Peso seco

Psu: Practical salinity units

PVA: Programa de vigilancia ambiental

RFA: Radiación Fotosintéticamente Activa

RO: Reverse osmosis

SCUBA: Self-contained underwater breathing apparatus

SE: Standard error

SNK: Student-Newman-Keuls

SWRO: Sea water reverse osmosis

T: Temperature

USA: United States of America

UNEP: United Nations Environment Programme

UNESCO: United Nations Educational, Scientific and Cultural Organization

Ups: Unidades prácticas de salinidad

Índice Contents

Y. Fernández Torquemada vii

ÍNDICE

Introducción general……………………….………………….……………...…………..……… 1

1. La salinidad en el medio marino………………………………………………...………… 3

2. Incremento de la salinidad asociado a los vertidos de desalinizadoras…………………..... 6

3. Tolerancia a la salinidad de las angiospermas marinas.……………………………….…... 8

4. Justificación, objetivo general y estructura de la tesis……………………………...……... 11

PARTE I. TOLERANCIA A LA SALINIDAD DE ANGIOSPERMAS MARINAS EN CONDICIONES CONTROLADAS

PART I. SALINITY TOLERANCE OF SEAGRASSES UNDER EXPERIMENTAL CONTROLLED CONDITIONS

Chapter 1. Effects of salinity on leaf growth and survival of the Mediterranean seagrass

Posidonia oceanica (L.) Delile…………..……………………………………………………. 17

Abstract………………………………………………………………………………….…… 19

1. Introduction………………………………………………………………………...……… 21

2. Material and methods……………………………………………………..……..………… 22

2.1. Plant material and experimental conditions………………………………..………… 22

2.2. Determination of plant growth and survival………………………..…...…………… 23

2.3. Statistical analysis………………………………………………………...………….. 23

3. Results.……………………………………………………………………..……………… 24

4. Discussion………………………………………………………………….……………… 27

Chapter 2. Efecto de la estratificación en la salinidad y de una posible interacción entre el pH y la salinidad en el crecimiento de Posidonia oceanica...................................…………..………… 31

Resumen...………………………………………………………………………………….… 33

1. Introducción………………………………………………………………………………... 35

2. Material y métodos………………………………………………………..……………….. 36

2.1. Recolección de las plantas y condiciones experimentales………………..………..… 36

2.2. Interacción de la salinidad y el pH………..…………………….…..…...…………… 37

2.3. Efecto de la estratificación de la salinidad………...…………………………………. 37

2.4. Análisis estadístico…………………...…………………………………...………….. 38

3. Resultados...……………………………………………………………………………..… 39

4. Discusión…………………………………………………………………………………... 43

Contents Índice

viii Y. Fernández Torquemada

Chapter 3. Effects of salinity on seed germination and early seedling growth of the

Mediterranean seagrass Posidonia oceanica (L.) Delile …………..…………………………..… 47

Abstract…………………………………………………………………………………….… 49

1. Introduction………………………………………………………………………………... 51

2. Material and methods……………………………………………………..……………….. 52

2.1. Fruit collection and seed extraction………………………………………..………… 53

2.2. Seed germination experiment……………...………………………..…...…………… 53

2.3. Seedling growth experiment……………………………………………...…………... 54

2.4. Statistical analyses………………………………………………………...………….. 54

3. Results.……………………………………………………………………..……………… 55

3.1. Effects of hypersalinity on seed germination and early seedling development..…….. 55

3.2. Effects of salinity on seedling development……………………………...………….. 58

4. Discussion…………………………………………………………………………….…… 61

Chapter 4. Responses of two Mediterranean seagrasses to experimental changes in

salinity…………………………………………………………………………………………… 65

Abstract………………………………………………………………………………………. 67

1. Introduction……………………………………………………………………………...… 69

2. Material and methods……………………………………………………..…………..…… 71

2.1. Plant material ………………………………………………………………………… 71

2.2. Experimental design……………………………………………………..………........ 72

2.3. Statistical analyses.…………………………………………………………………… 75

3. Results.…………………………………………………………………………………….. 75

4. Discussion…………………………………………………………………………………. 83

4.1. Effects of salinity on shoot growth rate and survival of C. nodosa and Z.

noltii………………………………………………………………………………….. 83

4.2. Interactions of salinity with other factors on Cymodocea nodosa………………..….. 85

Chapter 5. Effects of salinity and possible interactions with temperature, and pH on growth and

photosynthesis of Halophila johnsonii ……………………………………………………..…… 89

Abstract…………………………………………………………………………………….… 91

1. Introduction……………………………………………………………………………...… 93

2. Material and methods……………………………………………………..……………..… 94

Índice Contents

Y. Fernández Torquemada ix

2.1. Plant material …………………………………………………………..…………….. 94

2.2. Growth experiment………………………………………………………………...…. 95

2.3. Photosynthetic experiments…………………….………………………………..…… 96

2.4. Statistical analyses.…………………………………………………………………… 97

3. Results.………………………………………………………………………………….…. 98

4. Discussion…………………………………………………………………………………. 106

PARTE II. EFECTOS DE LOS VERTIDOS DE PLANTAS DESALINIZADORAS

PART II. EFFECTS OF DESALINATION BRINE DISCHARGES

Chapter 6. Medidas de atenuación del posible impacto ambiental del vertido de las

desalinizadoras de osmosis inversa: el ejemplo de Jávea (Alicante)……………………….……. 113

Resumen……………………………………………………………………………………… 115

1. Introducción……………………………………………………………………...………… 117

2. Material y métodos……………………………………..……………………………..…… 118

2.1. Situación y descripción de la planta desalinizadora…………………..……………… 118

2.2. Campañas de muestreo y vigilancia ambiental………………………………….…… 119

2.2. Representación espacial y análisis de datos………………………………………..… 120

3. Resultados……………………………………………………………………………….… 121

4. Discusión………………………………………………………….………………….….… 123

Conclusión…………………………………………….……………………………………… 125

Chapter 7. Monitoring the brine discharge from a desalination plant in the Mediterranean….… 127

Abstract.……………………………………………………………………………………… 129

1. Introduction………………………………………………………………………...……… 131

2. Material and methods……………………………………………..…………………..…… 132

2.1. Situation and description of the desalination plant.………………..………………… 132

2.2. Monitoring of the effluent dispersion (on time and space)..……………………….… 134

2.3. Monitoring of the biological communities...……………………………………..…... 135

2.4. Statistical analysis and spatial representation of data.…………………………......… 135

3. Results and discussion……….……………………………………………….……….…… 136

3.1. Monitoring of the brine effluent behaviour (on time and space).……….…………… 136

3.2. Monitoring of the biological communities...…………………………………...…….. 139

Contents Índice

x Y. Fernández Torquemada

Conclusion…………………………………………….……………………………………… 139

Chapter 8. Resultados del plan de vigilancia del vertido de la planta desalinizadora de agua

marina por OI de Alicante…………………..…………………………………………………… 141

Resumen……………………………………………………………………………………… 143

1. Introducción………………………………………………………………………...……… 145

2. Material y métodos………………………………………………..…………………..…… 146

2.1. Descripción de la planta desalinizadora y del área de estudio………..……………… 146

2.2. Seguimiento de las comunidades biológicas…………………………………………. 149

2.3. Control de las condiciones físico-químicas del área de estudio...……………………. 150

2.4. Representación espacial y análisis de datos………………………………………….. 151

3. Resultados…………………………………………………………………………………. 153

3.1. Condiciones físico-químicas del área de estudio y comportamiento del vertido…….. 153

3.2. Evolución de la superficie de la pradera de Posidonia oceanica..……………………. 162

3.3. Dinámica de la pradera de Posidonia oceanica………………....……………………. 166

3.4. Características de los haces……………….………………………………………….. 168

3.5. Crecimiento foliar………..……………….………………………………………….. 170

3.6. Comunidades de equinodermos.………….………………………………………….. 171

4. Discusión………………………………………………………….……………………….. 173

Discusión general………………………………………………………………………...……… 179

1. Tolerancia a los factores ambientales……………………………………………….……... 181

2. Óptimos y rangos de tolerancia a la salinidad en angiospermas marinas............................. 183

3. Efectos de las variaciones de salinidad sobre angiospermas marinas................................... 187

4. Interacción entre la salinidad y otros factores....................................................................... 191

4.1. Interacciones de la salinidad con el pH……………...………………..……………… 192

4.2. Interacción con la temperatura………………………………………………………. 193

5. Estudios in situ: Comportamiento de los vertidos de desalinizadoras y su posible afección

a angiospermas marinas.......................................................................................................... 194

5.1. Características y comportamiento de los vertidos estudiados.………..……………… 194

5.2. Efectos de los vertidos en los organismos marinos..…………………………………. 196

6. Recomendaciones sobre los vertidos procedentes de desalinizadoras…………………….. 197

Índice Contents

Y. Fernández Torquemada xi

Conclusiones…………………………………………………………………………………...… 203

Bibliografía…………………………………………………………………………………….… 209

Contents Índice

xii Y. Fernández Torquemada

INTRODUCCIÓN GENERAL

INTRODUCTION

Introducción Introduction

Y. Fernández Torquemada 3

1. La salinidad en el medio marino

La salinidad es una medida de la concentración de sales inorgánicas disueltas,

expresada generalmente en gramos por kilogramo o litro de agua de mar (Kalle, 1971;

Suckow et al., 1995; Tait y Dipper, 1998). Actualmente, se mide como un ratio de

conductividades, por lo que se puede considerar como adimensional, no obstante nos

referimos a ella en ups o unidades prácticas de salinidad (UNESCO, 1981; Suckow et al.,

1995).

Figura 1. Salinidad (ups) media superficial oceánica (Tomado de Suckow et al., 1995).

A nivel mundial la salinidad del agua de mar puede presentar algunas variaciones

según la latitud (Fig. 1) o la profundidad (Kalle, 1971; Kirst, 1989; Suckow et al., 1995). En

aguas profundas, la salinidad es mucho más estable y depende de la salinidad existente

cuando se formó dicha masa de agua (Hopkins, 1989). Mientras que la salinidad en aguas

superficiales depende principalmente del balance hídrico evaporación-precipitación (Rostek et

Introduction Introducción

4 Y. Fernández Torquemada

al., 1993; Suckow et al., 1995). En aguas abiertas oscila poco, pero esta oscilación es más

importante en zonas cerradas o áreas costeras con circulación restringida, en las que pueden

dominar las entradas de agua dulce (Ej.: Mar Báltico, Mar Negro, estuarios, etc.) o la

evaporación (Ej.: Shark Bay en Australia, Mar Rojo, Mar Muerto, Mar Menor, etc.). Así por

ejemplo, en la zona occidental del Mar Mediterráneo se ha observado que la salinidad oscila

generalmente entre 36 y 38 ups (Terrados, 1991; Ruiz et al., 2009), mientras que la cuenca

oriental del Mediterráneo es más salina, alcanzando valores de entre 39.5 y 41 ups (Einav et

al., 2002; Einav y Lokiec, 2003). En mares más cerrados, como el Mar Rojo la salinidad

puede llegar a ser de 40-41 ups (Einav et al., 2002; Oren et al., 2004), mientras que en el Mar

Menor actualmente oscila entre 42 y 47 ups (Terrados, 1991; Dassenakis et al., 2010).

Además, existen casos excepcionales, como el Mar Muerto, en el que se alcanzan salinidades

de 340 g L-1 y en el que sólo sobreviven algunos microorganismos halófilos (Oren et al.,

2004).

A pesar de esta variabilidad local, la salinidad puede ser considerada como un

parámetro relativamente estable en aguas abiertas u oceánicas, pudiendo fluctuar de forma

natural, como ya se ha comentado, en ambientes más cerrados o resguardados, como

determinados estuarios, bahías o lagunas costeras, entre otros. En mar abierto se ha observado

que, en general, las variaciones temporales de este parámetro suelen ser, como máximo, de 2

a 4 ups (Kalle, 1971; Kirst, 1989; Tait y Dipper, 1998), y principalmente están relacionadas

con cambios estacionales o meteorológicos, como fuertes precipitaciones o la circulación de

las grandes masas de agua (Suckow et al., 1995; Ralph, 1998; Höpner, 1999).

Además de las fluctuaciones naturales, algunas actividades antrópicas pueden influir

en los cambios de la salinidad del medio, como el vertido de instalaciones desalinizadoras

(Lattemann y Höpner, 2003), los emisarios de aguas residuales (Pergent-Martini, 1994) o la

regulación de las aguas superficiales (Adams y Bate, 1994; Johnson, 1997; Kamermans et al.,

1999; Doering et al., 2002). De este modo, se han detectado aumentos en la salinidad de

muchos estuarios y lagunas costeras, que han visto restringidos sus aportes de aguas fluviales

debido a determinadas obras de canalización y a la construcción de embalses (Montague y

Ley, 1993; Wortmann et al., 1997; Doering y Chamberlain, 1998; Sklar et al., 2002;

Thorhaug et al., 2006), pero también se ha dado el caso en el que sistemas cerrados han sido

abiertos al mar, provocando reducciones en sus valores de salinidad inicial (Terrados, 1991).

Actualmente el desarrollo de la industria desalinizadora conlleva el vertido de importantes

volúmenes de aguas de rechazo hiperhalinas en el medio marino, lo que potencialmente puede



afectar a las comunidades marinas allí presentes (Gacia y Ballesteros, 2001; Jibril e Ibrahim,

2001; Purnama et al., 2003). A estas actividades se han de añadir las predicciones sobre el

cambio climático global, con cambios en la temperatura que provocará un incremento del

deshielo y de la evaporación, así como una disminución de precipitaciones y cambios en la

circulación marina, que pueden modificar la salinidad en determinadas zonas costeras

(Edwards, 1995; Short y Neckles, 1999).

La importancia de la salinidad en el ambiente marino es múltiple, por un lado su

concentración influye en la solubilidad de gases como el oxígeno y el CO2 en el agua (Beer,

1989), pero también en propiedades como la densidad, la viscosidad o en el punto de fusión y

congelación de la misma (Kalle, 1971). Estos procesos físicos pueden llegar a afectar de

formas muy diferentes a los sistemas biológicos, pero sin duda los cambios en las condiciones

osmóticas son los más críticos para la distribución, abundancia y supervivencia de los

organismos marinos (Gessner y Schramm, 1971; Tait y Dipper, 1998).

Las variaciones de salinidad afectan directamente a los mecanismos de

osmoregulación o ajuste osmótico (Kirst, 1989). En general, los seres vivos necesitan tener

una concentración interna de sales determinada y poco variable. Al tener membranas

semipermeables se van a ver influidos, en mayor o menor grado, por la concentración de sales

del medio en el que viven. Comúnmente se pueden dar dos tipos de estrategias en función de

la capacidad de regulación osmótica. Se conocen como organismos osmoconformadores

aquellos que no pueden mantener su concentración interna de sales distinta a la del medio en

el que viven (Chen y Chia, 1997; Santos y Moreira, 1999), por lo que suelen ser muy

sensibles a pequeños cambios en la salinidad externa. Mientras que los organismos

osmorreguladores tienen la capacidad de mantener sus concentraciones osmóticas e iónicas

dentro de ciertos límites e independientemente de las concentraciones del medio externo

(Schmidt-Nielsen, 1997), lo que consiguen de diversas maneras (acumulación de sales

orgánicas en los tejidos, absorción de grandes cantidades de agua, excreción selectiva de

iones, etc.). Estos organismos tienen tolerancia variable a los cambios de salinidad, debido a

que los procesos de osmorregulación tienen un coste energético elevado (Kirschner, 1991;

Withers, 1992; Schmidt-Nielsen, 1997; Futuyma, 1998), lo que se manifiesta en menores

tasas de crecimiento y una mayor mortalidad a partir de ciertos límites que dependen de cada

especie (Kinne, 1971; Prosser, 1991; Tait y Dipper, 1998).

Los conocimientos actuales sobre los límites de tolerancia a la salinidad de especies

marinas se han basado principalmente sobre aquellas especies que viven en condiciones



naturales en ambientes de salinidad variable (estuarios, lagunas costeras, etc.), en los que la

salinidad es un factor de gran importancia para comprender sus patrones de distribución y

fluctuaciones poblacionales (Kirst, 1989; Dunton, 1990; Adams y Talbot, 1992; Hillman et

al., 1995; Kamermans et al., 1999). Sin embargo para la gran mayoría de especies que viven

en mar abierto, y que naturalmente no están sometidas a cambios de salinidad, este tipo de

estudios no se ha realizado.

2. Incremento de la salinidad asociado a los vertidos de desalinizadoras

La desalinización de agua marina es una de las soluciones más empleadas ante la

elevada demanda de recursos hídricos existente en algunas zonas áridas costeras (Medina San

Juan, 1999, 2001; UNEP, 2008; UNESCO, 2008; Lattemann y Höpner, 2008). España se

encuentra actualmente entre los cinco países más importantes del mundo en cuanto a su

capacidad de producción de agua desalada, con más de 950 instalaciones de desalación en

funcionamiento, que equivalen a una capacidad de producción superior a 1,500,000 m3día-1,

de la que aproximadamente el 80 % proviene de agua de mar (Medina San Juan, 2001;

Palomar y Losada, 2010). Además, con la aplicación del Programa AGUA (Actuaciones para

la Gestión y Utilización del Agua, 2004-2008) por parte del Ministerio de Medio Ambiente,

entre otras actuaciones, en estos últimos años se ha promovido la construcción de nuevas

plantas desalinizadoras o la ampliación de las ya existentes (Baltanás García, 2005; Meerganz

von Medeazza, 2005; Palomar y Losada, 2010).

Existen diversas técnicas de desalación (destilación por efecto múltiple, destilación

súbita por efecto flash, compresión térmica de vapor, electrodiálisis, etc.) pero en la

actualidad la de ósmosis inversa (OI) se está convirtiendo en la más extendida en países no

pertenecientes al Oriente Medio, debido a sus bajos costes de inversión, su gran adaptabilidad,

así como a su menor consumo de energía y de espacio (Morton et al., 1996; Medina San Juan,

1999; Valero et al., 2001; Lattemann y Höpner, 2008). La ósmosis inversa se basa en la

separación de las sales del agua, normalmente de procedencia marina o salobre, al hacerla

pasar a través de una membrana semipermeable ayudándose para ello de altas presiones

(mayores a 70 bares). Como producto final se obtiene un agua potable de buena calidad

(Valero et al., 2001), al mismo tiempo que un producto secundario, el agua de rechazo, del

que de momento no se puede obtener ningún beneficio económico y que suele ser vertido

directamente al medio marino (Jibril e Ibrahim, 2001). Del total de este vertido



aproximadamente el 98.5 % corresponde a una salmuera de elevada salinidad (generalmente

entre 46 y 90 g L-1) y el resto al agua de lavado de filtros (cargada en arenas y materia

orgánica), productos de limpieza y otros aditivos que se utilizan a lo largo de todo el proceso

de desalación, como determinados floculantes, antiincrustantes, anticorrosivos, biocidas, y

otros compuestos que se emplean para bajar el pH o limpiar las membranas (Höpner y

Windelberg, 1996; Gacia y Ballesteros, 2001; Höpner y Lattemann, 2002; Lattemann y

Höpner, 2003, 2008).

En el caso de la desalación de agua de mar por OI el vertido es de mayor densidad que

el medio receptor y formará una capa hipersalina sobre el fondo que difícilmente se mezclará

con el resto de la columna de agua, pudiendo afectar a las comunidades bentónicas,

habituadas a salinidades estables y más bajas (Gacia y Ballesteros, 2001; Jibril e Ibrahim,

2001; Purnama et al., 2003). Normalmente se forma un gradiente de salinidad desde el punto

de vertido hasta cierta distancia en la que se dará la total dilución, con salinidades normales y

propias de la zona receptora (Fernández-Torquemada et al., 2005 a, 2009). La extensión y

magnitud de este impacto dependerá de las características de la instalación desalinizadora, de

su sistema de captación y del tipo de vertido, pero también de la naturaleza física (batimetría,

hidrodinamismo, etc.) y de la tolerancia de las comunidades presentes en el ambiente marino

receptor (Ahmed et al., 2000; Einav et al., 2002).

Además, en vertidos procedentes de desalinizadoras que utilizan otro tipo de técnicas, o

en los que se realizan acompañados de otros residuos industriales o urbanos, la salmuera

puede contener otros compuestos tóxicos o dañinos (Lattemann y Höpner, 2003, 2008;

UNEP, 2008). Así, se han detectado elevadas concentraciones de metales pesados (mercurio,

cadmio, cobre, níquel, zinc y hierro) debidas a la corrosión de los materiales empleados en

desalinizadoras que emplean la destilación térmica (Chesher, 1975; Oldfield y Tood, 1996;

Sadiq, 2002). También se han observado proliferaciones de algas e incrementos del

herbivorismo en zonas afectadas por vertidos con altas concentraciones de nitratos (Tomasko

et al., 1999; Gacia et al., 2007).

En el caso del incremento de salinidad asociado al vertido, se trata de un impacto

potencial del que se ha estudiado relativamente poco (Höpner y Windelberg, 1996; Morton et

al., 1996), siendo dicho desconocimiento aún mayor en el Mar Mediterráneo (Castriota et al.,

2001; Raventos et al., 2006; Gacia et al., 2007; del-Pilar-Ruso et al., 2007, 2008, 2009).

Además, en algunos de los trabajos realizados se han obtenido unos resultados un tanto

dispares. Así, en el caso de un emisario que vierte a 50 metros de profundidad en Ustica



(Italia) se ha comprobado la total desaparición de la macrofauna (principalmente moluscos,

crustáceos y poliquetos) tanto en el punto de vertido como en los 50 m que lo rodean,

apareciendo cierta recuperación a partir de los 200 m de distancia (Castriota et al., 2001).

Otros efectos negativos de estos efluentes hiperhalinos se han constatado en la infauna de

fondos blandos próxima a los vertidos de las desalinizadoras de Alicante, San Pedro del

Pinatar (Murcia) y Gran Canaria (del-Pilar-Ruso et al., 2007, 2008, 2009; Riera et al., 2011,

2012). Sin embargo, también existen numerosos trabajos que sugieren que los efectos de estos

vertidos son prácticamente insignificantes o inexistentes (Morton et al., 1996; Pérez Talavera

y Quesada Ruiz, 2001; Tsiourtis, 2001; Raventos et al., 2006). Las diferencias en las

características de los vertidos (caudal, dilución, zona de influencia), podrían explicar, en

parte, estas discrepancias.

Por otro lado, a la hora de destacar los ecosistemas marinos que puedan verse afectados

de una forma significativa por los vertidos de desalinizadoras, hay que tener en cuenta tanto a

especies protegidas, como a especies que cuenten con un importante papel estructural, es

decir, que conformen un hábitat insustituible para muchas otras especies. Así, en el Mar

Mediterráneo destacan por su gran importancia los céspedes de las macroalgas del género

Cystoseira, las formaciones de vermétidos (principalmente Dendropoma petraeum), el

coralígeno, los fondos de maërl y las praderas de angiospermas marinas (Ruiz, 2005).

3. Tolerancia a la salinidad de las angiospermas marinas

Se conocen aproximadamente unas 60 especies de angiospermas marinas (Larkum et

al., 2006), monocotiledóneas que han evolucionado de vegetales terrestres adaptándose a vivir

totalmente sumergidas y en un medio salino como es el mar (den Hartog, 1970; Kuo y den

Hartog, 2000). Mediante análisis filogenéticos se ha podido establecer que la vuelta al medio

marino se ha producido en al menos tres ocasiones y de forma independiente (Les et al., 1997;

Larkum et al., 2006; Wissler et al., 2011). Como resultado de dicha evolución paralela, ya en

el Cretácico se originaron las cuatro familias actuales: Posidoniaceae, Zosteraceae,

Hydrocharicateae y Cymodoceaceae (Fig. 2) (den Hartog, 1970; Larkum et al., 1989; Kuo y

den Hartog, 2000). Tres de ellas (Posidoniaceae, Zosteraceae y Cymodoceaceae) constituidas

únicamente por especies de vida marina, mientras que la cuarta familia (Hydrocharitaceae)

engloba tres géneros marinos y catorce de agua dulce (Kuo y den Hartog, 2000; den Hartog y

Kuo, 2006).



Figura 2. División de las actuales familias y géneros de angiospermas marinas según su origen. Las letras indican los tres clados distintos asociados a las tres vías de retorno al medio marino (modificado de Les et al., 1997 y Kuo y den Hartog, 2006).

El retorno al medio marino ha hecho que la tolerancia a la salinidad se haya convertido

en un requerimiento esencial para las angiospermas marinas, que han tenido que sufrir una

serie de cambios morfológicos y fisiológicos, entre los que destacan los siguientes:

- El desarrollo de peciolos en las hojas más adultas que, además de envolver los

meristemos basales de las hojas más jóvenes protegiéndolos de la salinidad exterior,

mantienen una solución con un determinado gradiente osmótico que permite el crecimiento

celular (Tyerman et al., 1984; Tyerman, 1989; Arai et al., 1991).

- La posesión de determinadas estructuras, como las invaginaciones de la membrana

plasmática, y de numerosas mitocondrias de gran tamaño, que parecen actuar en la excreción

de las sales y en la regulación del turgor celular (Jagels, 1973, 1983; Arai et al., 1991; Pak et

al., 1995; Fukuhara et al., 1996; Ralph, 1998; Fernández et al., 1999). Del mismo modo

actuaría la elasticidad de la pared celular, que puede ser relativamente rígida en las zonas más

maduras de las plantas, ayudando a mantener la estructura celular (Arai et al., 1991;

Touchette, 2007). Sin embargo, dicha rigidez se pierde en los meristemos de crecimiento para

que no interfiera en la división celular (Arai et al., 1991).



- El incremento de la actividad de determinadas enzimas (ATPasa de la membrana

plasmática, pirofosfatasa, etc.) que intervienen en el transporte y la excreción de iones,

especialmente en las membranas plasmáticas de las células epidérmicas maduras (Beer, 1989;

Pak et al., 1995; Fukuhara et al., 1996; Fernández et al., 1999; Muramatsu et al., 2002;

Touchette, 2007).

- La regulación del volumen citoplasmático al acumular determinados solutos, como

determinados carbohidratos solubles (sacarosa, mio-inositol, glucosa, fructosa), ácidos

orgánicos o compuestos nitrogenados (principalmente aminoácidos: prolina, alanina,

glutamato, etc.), que actúan como moléculas osmorreguladoras (Pulich, 1986; van Diggelen et

al., 1987; Tyerman, 1989; Adams y Bate, 1994; Short y Neckles, 1999; Murphy et al., 2003;

Touchette, 2007; Sandoval-Gil et al., 2012).

Aunque no todas las especies se han adaptado en el mismo grado a las distintas

salinidades que se dan en su medio de forma natural. Determinadas especies son capaces de

vivir en zonas estuáricas o intermareales, con grandes y frecuentes fluctuaciones de salinidad,

como por ejemplo, algunos representantes de los géneros Zostera, Cymodocea, Halodule y

Halophila (Larkum et al., 2006). Mientras que otras, consideradas como estenohalinas

(Posidonia oceanica, Syringodium filiforme, etc.), habitan ambientes costeros u oceánicos,

mucho más estables, y donde apenas sufren variaciones de salinidad (den Hartog, 1970). En

cualquier caso, y como ya se ha podido comprobar en diversos trabajos, si algunas de estas

especies son expuestas a salinidades extremas o subóptimas se pueden producir alteraciones

negativas en los siguientes procesos:

- En la respiración y la fotosíntesis. Generalmente, se da una disminución en la

fotosíntesis y un aumento en la respiración ante estas situaciones de estrés (Gessner y

Hammer, 1960; Ogata y Matsui, 1968; Biebl y McRoy, 1971; Koch et al., 2007 a; Touchette,

2007; Pagès et al., 2010; Marín-Guirao et al., 2011). En ocasiones, también se ha detectado

una alteración en la estructura y número de los cloroplastos y una disminución en la

concentración de los pigmentos fotosintéticos (McMillan y Moseley, 1967; Biebl y McRoy,

1971; Kerr y Strother, 1985; Dawes et al., 1987; Jagels y Barnabas, 1989; Ralph, 1998;

Benjamin et al., 1999; Touchette, 2007; Trevathan et al., 2011).

- En el metabolismo de las plantas. Las salinidades extremas pueden provocar la

reducción o supresión del metabolismo de determinadas proteínas y alterar la actividad

enzimática. Así, se ha comprobado una disminución en la concentración de aminas (Pulich,



1986; Rout y Shawn, 1998; van Katwijk et al., 1999), un descenso en la actividad asimiladora

del nitrógeno (Short y Neckles, 1999), un incremento en la actividad Sacarosa-P-sintasa

(Touchette y Burkholder, 2000) y una disminución en las reservas de carbono, debido al ya

mencionado incremento en la respiración (Kraemer et al., 1999).

- En el crecimiento debido a los cambios metabólicos citados y, además, al deteriorar

los meristemos encargados del mismo (McMillan y Moseley, 1967; Walker, 1985; Walker y

McComb, 1990). La variación de salinidad, dependiendo de la magnitud de la misma, puede

provocar graves daños en la estructura celular de las plantas, así como necrosis en sus tejidos

(McMillan y Moseley, 1967; Biebl y McRoy, 1971; Adams y Bate, 1994; Ruiz et al., 2009;

Pagès et al., 2010).

- En la morfología de las plantas, al darse una reducción en la formación de nuevas

hojas y en el tamaño de las mismas, y por lo tanto, en la biomasa foliar y cobertura

(McMillan, 1978; Walker y McComb, 1990; Montague y Ley, 1993; Benjamin et al., 1999;

Kamermans et al., 1999; Short y Neckles, 1999; van Katwijk et al., 1999; Irlandi et al., 2002).

- En la reproducción sexual, al influir en la formación de inflorescencias (Ramage y

Schiel, 1998), en la fructificación y en la germinación de las semillas producidas (Caye y

Meinesz, 1986; Hootsmans et al., 1987; Caye et al., 1992; Brenchley y Probert, 1998).

- Y por lo tanto, y como consecuencia de todo lo anterior, en la supervivencia de las

plantas (Wortmann et al., 1997; Vermaat et al., 2000). Además, las variaciones de salinidad

pueden hacer que las angiospermas sean más vulnerables ante determinados patógenos o

enfermedades (Burdick et al., 1993).

4. Justificación, objetivo general y estructura de la tesis

Las praderas de angiospermas marinas se consideran uno de los hábitats con mayor

importancia ecológica y económica presentes en la zona infralitoral de todos los mares,

exceptuando las zonas polares (Costanza et al., 1997; Short y Coles, 2001; Spalding et al.

2003; Short et al., 2007), pero son ecosistemas frágiles y por lo tanto se encuentran en

regresión debido a diversas actividades antrópicas (Durako, 1994; Marbà et al., 1996; Short y

Wyllie-Echevarria, 1996). A los impactos tradicionales y mejor conocidos, habría que añadir

los que se pueden originar por nuevas actividades humanas actualmente en expansión, como



la desalinización (Chesher, 1975; Höpner y Windelberg, 1996; Lattemann y Höpner, 2003).

En general, las angiospermas marinas, exceptuando las adaptadas a vivir en zonas estuáricas o

intermareales con grandes fluctuaciones en su salinidad, no toleran grandes variaciones en

este factor, que puede provocar desde reducciones en el crecimiento hasta la mortalidad de

estas especies (McMillan y Moseley, 1967; Walker y McComb, 1990; Short y Neckles, 1999;

Vermaat et al., 2000).

En cualquier caso, los límites de tolerancia encontrados, y los efectos ante los cambios

de salinidad, tanto en magnitud como en el instante en el que los primeros síntomas aparecen,

varían considerablemente entre las diferentes especies de angiospermas marinas (Tyerman,

1989), lo que justifica la importancia de realizar estudios específicos para cada una de ellas.

Precisamente, el objetivo general de esta tesis doctoral es aportar nuevos conocimientos

sobre los efectos de las variaciones de salinidad, principalmente incrementos de la misma, en

cuatro especies de angiospermas marinas, de las que hasta el momento de la realización de

estos trabajos se desconocía su tolerancia frente a la salinidad. A su vez, se pretenden estudiar

los efectos “in situ” de varios vertidos hipersalinos de plantas desalinizadoras.

Con el fin de cumplir dichos objetivos, esta tesis se ha organizado en dos bloques

repartidos en ocho capítulos con formato de artículo científico:

I. Un primero, que consta de 5 artículos, y en el que se presentan una serie de

experimentos realizados en condiciones controladas, donde se estudió la tolerancia de cuatro

especies de angiospermas marinas a variaciones de salinidad y a su posible interacción con

otros factores como el pH, la temperatura, la estacionalidad o el origen de las poblaciones de

estudio.

II. Un segundo que consta de otros 3 artículos, en los que se estudian vertidos reales de

desalinizadoras y sus posibles afecciones en el medio marino, centrándonos en sus efectos

sobre la pradera de Posidonia oceanica y en la comunidad de equinodermos asociada.

Los objetivos específicos de cada capítulo son descritos a continuación:

Experimentos sobre la tolerancia a la salinidad de Posidonia oceanica (Capítulos 1-3)

Inicialmente, se realizaron experimentos de corta duración (15 d) en mesocosmos (300

L) bajo condiciones controladas, para estimar los efectos de las variaciones de salinidad (25-

57 ups) en el crecimiento foliar y la supervivencia de haces ortotropos de Posidonia oceanica,



comprobando si las plantas afectadas podían recuperar su vitalidad al devolverlas a una

salinidad normal. Además, se estudió una posible afección sobre los meristemos de

crecimiento al estratificar la salinidad, o si se producía una interacción al variar la salinidad

junto al pH del medio. Posteriormente, se realizaron dos ensayos independientes para

investigar los efectos de las variaciones de salinidad en la germinación, desarrollo y

supervivencia de las semillas y plántulas una vez germinadas, también bajo condiciones

controladas de laboratorio.

Experimentos sobre la tolerancia a la salinidad de Cymodocea nodosa y Zostera noltii

(Capítulo 4)

Se estudió la tolerancia frente a cambios de salinidad y el posible rango de

supervivencia de dos angiospermas marinas de crecimiento rápido del Mar Mediterráneo,

Zostera noltii y Cymodocea nodosa. También se analizó la capacidad de C. nodosa para

aclimatarse a incrementos graduales de la salinidad y cómo responde a un aumento rápido de

la misma en combinación con otros factores, como incrementos en la temperatura, la

estacionalidad y diferentes poblaciones de procedencia de las plantas. Para ello se realizaron

varios experimentos de corta duración (10 d) en condiciones controladas, en los que se

colocaron diez haces marcados en acuarios de 5 L, donde fueron expuestos a diferentes

tratamientos de salinidad (2-72 ups).

Experimentos sobre la tolerancia a la salinidad de Halophila johnsonii (Capítulo 5)

En este capítulo se estudió la respuesta de H. johnsonii a las variaciones de salinidad en

diferentes experimentos controlados de laboratorio. Las tasas de crecimiento y mortalidad de

esta especie se examinaron mediante exposiciones de corta duración (15 días), mientras que el

comportamiento de la fotosíntesis frente a la irradianza (PI), y la respiración se investigaron

para cambios de salinidad de menor duración (1-20 h), incluyendo en este caso el estudio de

posibles interacciones con las variaciones de pH y temperatura.

Seguimiento del vertido de la desalinizadora de Jávea (Capítulo 6)

En este trabajo se exponen las medidas de atenuación propuestas para evitar el posible

impacto del vertido de la desalinizadora de OI de Jávea (Alicante), junto con los resultados

del posterior programa de vigilancia ambiental (PVA). Se describen las recomendaciones

previas a la puesta en marcha de la desalinizadora, en al año 2002, con el fin de facilitar la



dilución del vertido de sus aguas de rechazo, evitando a las praderas de Posidonia oceanica y

a la comunidad de equinodermos asociada, presentes en la zona.

Seguimiento del vertido provisional de la desalinizadora de San Pedro del Pinatar

(Capítulo 7)

El objetivo de este estudio es presentar los resultados del PVA del vertido provisional

de agua de rechazo de la desalinizadora de OI del Nuevo Canal de Cartagena en San Pedro

del Pinatar (Murcia), así como cuantificar sus efectos potenciales en las comunidades más

sensibles presentes en el área (praderas de Posidonia oceanica, arrecifes del vermétido

Dendropoma petraeum y equinodermos). La planta desalinizadora comenzó a funcionar en

mayo del año 2005, y al no haberse finalizado la construcción del emisario por donde se

debían verter sus aguas de rechazo, éstas eran diluidas con agua de mar y vertidas de forma

provisional en la línea de costa, a unos 2 m de profundidad, en una zona de alta calidad

ambiental. Debido a las peculiaridades de este vertido provisional, el funcionamiento de esta

desalinizadora se produjo de una forma progresiva, incrementándose el número de bastidores

efectivos al mismo tiempo que la dilución de su salmuera, realizándose un PVA muy estricto.

Seguimiento del vertido de la desalinizadora de Alicante (Capítulo 8)

En este último capítulo se presentan los datos del seguimiento del vertido de la

desalinizadora por OI de Alicante. En este caso, el vertido se realiza en costa en una zona

degradada, con las praderas de Posidonia oceanica situadas a unos 2 km de distancia. Para

detectar los posibles efectos sobre dichas praderas y sus comunidades de equinodermos

asociadas, se ha realizado un estudio desde antes de la puesta en marcha de la desalinizadora

(septiembre del 2003), hasta la actualidad.

Los últimos apartados de este documento son: la discusión general, donde se integran

los resultados de los diferentes capítulos y las conclusiones más relevantes extraídas de cada

uno de los trabajos.

PARTE I TOLERANCIA A LA SALINIDAD DE

ANGIOSPERMAS MARINAS EN CONDICIONES CONTROLADAS

PART I SALINITY TOLERANCE OF SEAGRASSES UNDER EXPERIMENTAL CONTROLLED CONDITIONS

Effects of salinity on leaf growth and survival of the

Mediterranean seagrass Posidonia oceanica

CHAPTER 1

Publicado en: Fernández-Torquemada, Y., Sánchez-Lizaso, J.L. 2005. Effects of salinity on leaf growth and survival of the Mediterranean seagrass Posidonia oceanica (L.) Delile. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology 320, 57-63.

Capítulo 1 Chapter 1


M

ABSTRACT

The main aim of this study was to estimate the effects of salinity variation on the

Mediterranean seagrass Posidonia oceanica (L.) Delile and its attached epiphytes. Leaf

growth and survival of this plant were tested in several short-term (15 days) mesocosms

experiments under controlled conditions between February 2001 and November 2001. Plants

collected from shallow meadows at Alicante (SE Spain), with an ambient salinity of 36.8-38.0

psu, were placed in tanks of 300 L with an additional overhead light and exposed to different

salinity treatments (ranging from 25 to 57 psu) during 15 days. To estimate the mortality and

growth recuperation, in some experiments shoots were returned to control salinity (38 psu).

Leaf growth was measured in the laboratory where epiphytic fauna and flora were removed

from leaves, with a razor blade, to determine their biomass.

Posidonia oceanica was negatively influenced by increased salinity. Shoots showed a

significant decrease in growth and survival, whereas epiphyte biomass did not show a clear

response because of their high variability. Maximum leaf growth occurred between 25 and 39

psu. In addition, plants suffered considerable mortality at salinities above 42 psu and below

29 psu, with 100 % mortality at 50 psu. In salinities between 39 and 46 psu, surviving plants

were able to regain their original growth rate when returned to normal seawater salinity (38

psu). These results suggest that P. oceanica is one of the most sensitive seagrasses to salinity

increments and it is more tolerant to salinity reductions (25.0-36.4 psu), perhaps due to the

terrestrial origin of seagrasses.

Chapter 1 Capítulo 1


RESUMEN

El principal objetivo del presente estudio fue estimar los efectos de las variaciones de la

salinidad sobre la angiosperma marina mediterránea Posidonia oceanica y sus epífitos. Se

determinó el crecimiento foliar y la supervivencia de esta especie en varios experimentos

cortos en mesocosmos, entre febrero y noviembre del 2001. Las plantas empleadas se

recogieron de dos praderas someras en Alicante, con una salinidad ambiental de 36.8-38 ups,

se colocaron en tanques de 300 L con luz artificial y se expusieron a los distintos tratamientos

de salinidad (25-57 ups) durante 15 días. Para estimar la mortalidad y la recuperación del

crecimiento, en algunos experimentos los haces se volvieron a traspasar a la salinidad control

(38 ups). El crecimiento foliar se estimó en el laboratorio, donde también se separaron los

epífitos con el fin de determinar su biomasa.

Posidonia oceanica se vio afectada negativamente por la salinidad. Sus haces mostraron una

reducción significativa en su crecimiento y en su supervivencia, mientras que la biomasa de

epífitos no mostró una respuesta clara debido a su elevada variabilidad. El crecimiento

máximo foliar se detectó entre 25 y 39 ups. Además, las plantas sufrieron una considerable

mortalidad a salinidades mayores de 42 ups y menores de 29 ups, con un 100 % de mortalidad

a 50 ups. En las salinidades comprendidas entre 39 y 46 ups, las plantas que sobrevivían

fueron capaces de recuperar su crecimiento original cuando se devolvieron a la salinidad

normal del agua de mar (38 ups). Estos resultados sugieren que Posidonia oceanica es una de

las angiospermas marinas más sensibles a los incrementos de salinidad, y que es más tolerante

a las reducciones de ésta (25-36.4 ups), quizás debido al origen terrestre de las angiospermas

marinas.



1. Introduction

Desalination in Mediterranean countries is a steadily growing industry, where

desalination by reverse osmosis (RO) has become the most extended method due to its

reduced inversion costs and its lower energy and space consumption (Morton et al., 1996).

However, this activity causes environmental impacts, mainly from discharge of the brine

produced (44-90 g L-1), and the chemicals (anti-scalant, antifouling, hydrochloric acid,

sodium hexametaphosphate, etc.) used in desalination processes (Höpner and Windelberg,

1996; Pérez Talavera and Quesada Ruiz, 2001). The density difference between brine and

seawater induces the formation of a stratified system, with the brine forming a bottom layer

that can affect the benthic communities that depend upon stable salinity environments (Del

Bene et al., 1994; Gacia and Ballesteros, 2001).

Although available information dealing with the impacts of desalination plant

discharges are limited (Morton et al., 1996), the discharge of brine into the sea requires

particular attention and scientific assessment of possible impacts on the marine environment.

Previous research has shown negative effects on echinoderms and bivalves (Castriota et al.,

2001), and on seagrasses (Chesher, 1975) and macroalgae (Tomasko et al., 1999). On the

other hand, some studies have not detected negative responses by the communities exposed to

brine discharge (Pérez Talavera and Quesada Ruiz, 2001; Tsiourtis, 2001).

Posidonia oceanica (L.) Delile is an endemic seagrass of the Mediterranean Sea, where

its meadows form one of the most important and productive ecosystems (Boudouresque and

Meinesz, 1982). This species is very sensitive to environmental changes, and Posidonia

habitat losses have been commonly attributed to several human activities (Ruiz, 2000).

Considering that salinity variations in the Mediterranean Sea are relative small, P. oceanica

has been described as a stenobiotic seagrass (den Hartog, 1970; Phillips and Meñez, 1988),

which may make this species susceptible to high salinity discharges from desalination plants.

Few experimental studies of seagrass tolerance to salinity variations are available. Most

of these have focused on seagrass responses to decreased salinity (Drysdale and Barbour,

1975; Pinnerup, 1980; Benjamin et al., 1999; Hellblom and Björk, 1999; van Katwijk et al.,

1999; Vermaat et al., 2000). Plant responses to salinity variations include a variety of changes

at physiological and biochemical levels. When seagrasses are exposed to a change in salinity

they suffer osmotic stress which is translated into alterations of their photosynthetic rate



(Biebl and McRoy, 1971; Kerr and Strother, 1985; Dawes et al., 1987, 1989), metabolism

(van Katwijk et al., 1999), reproduction (Ramage and Schiel, 1998), growth (McMillan and

Moseley, 1967; Walker, 1985; Walker and McComb, 1990) and survival (Vermaat et al.,

2000).

The way that salt stress reduces plant growth is considered an adaptive feature for plant

survival under stress conditions. The causes of this growth rate reduction under salinity stress

can be a decrement on photosynthesis or on cell division (Zhu, 2001). Gessner and Hammer

(1960) found that lower salinity induced a decrease in Posidonia oceanica photosynthetic rate.

This process appeared to be reversible when the exposure to low salinity was for a short time,

but it has not been investigated the effects of increased salinity on this species.

In the present study, mesocosms experiments under controlled conditions were

established to estimate the effects of salinity variations on survival and growth of the seagrass

Posidonia oceanica in order to reduce the impact caused by new desalination plants.

2. Material and methods

2.1. Plant material and experimental conditions

Posidonia oceanica shoots were collected by SCUBA diving from two shallow

meadows (4-8 m) at SE of Spain, Cala Estudiantes (Villajoyosa, Alicante) and Cala Palmeras

(Cabo de las Huertas, Alicante) between February 2001 and November 2001.

Plants were kept submerged in a plastic container and immediately transported to the

tanks located in the Marine Park Mundomar (Benidorm), where experiments were performed.

Ten shoots were marked using the modified Zieman method (1974) and placed in 300 L

tanks, with an additional overhead fluorescent light, at different salinities for 15 days. All

tanks were identical (0.5 m2) and randomly selected for each salinity treatment. Plants were

placed into the salinity treatments without acclimation period, in order to simulate sudden

increments in salinity associated with a brine discharge.

Thirteen short-term mesocosms experiments were performed with salinities ranging

from 25 to 57 psu. For each experiment four different salinity treatments with three replicates

(tanks) per treatment were used. In controls, treatment salinity was established at 38 psu



because this was the maximum salinity found in the area of plants collection (range 36.8 to

38.0 psu, average 37.4 psu).

The water used in the experiments was obtained from marine wells. Salinity treatments

were made using natural salt produced by Santa Pola saltworks from concentrating seawater.

Salinity during experimental time was checked using a Crison GL 32 conductimeter (Crison

Instruments, Barcelona, Spain).

Tank temperature during each experiment was constant, varying along the year between

13.6ºC in winter and 27ºC in summer. These values were similar to open water temperature in

the area of plants collection (13.8-26.3ºC). Average light intensity was 50 µmol quanta m-2 s-1

of PAR (Photosynthetically active radiation, λ = 400-700 nm), measured with a LiCor 193 SA

spherical quantum sensor. The light regime was adjusted to 12:12 h (light:dark).

2.2. Determination of plant growth and survival

At the beginning of each experiment, all shoots were marked to estimate leaf growth

(Fig. 1). After 15 days marked shoots were harvested. In the laboratory all leaves on each

shoot were measured and leaf elongation was estimated as daily rates (cm2 shoot-1 day-1).

Previously to the processing of the leaves, epiphytes were removed with a razor blade, and

weighed after desiccation at 80ºC for 48 h to estimate epiphyte dry mass (g dw cm-2).

At the end of some experiments, plants were transferred to normal salinity (38 psu) to

determine if they were able to recover its growth. Mortality rates were estimated as the

percentage of plants that did not grow when returned to normal salinity.

2.3. Statistical analysis

Growth rate was evaluated using a two-way analysis of variance (ANOVA) design after

testing for homogeneity of variance by Cochran's test (Underwood, 1997). If significant

differences were found, data were log-transformed. The design of the different experiments

considered salinity a fixed factor, with four treatments (one as control) replicated in three

tanks (random and nested within the salinity factor) and with ten Posidonia shoots

(replicates). Thus, the linear model of sources of variance was defined as the following:

X ijn = + Salinity i + Tank (Salinity) j(i)+ Residual n(ij)



When the ANOVA was significant for any factor, the multiple comparison post-hoc test

SNK (Student-Newman-Keuls) was applied to determine specific treatment differences. All

calculations were performed using the GMAV.5 program (University of Sydney, Underwood

and Chapman, 1997) with a minimum significance level established at p < 0.05.

3. Results

The mean daily growth rate of Posidonia oceanica shoots exposed to control salinity (38

psu) in different experiments is shown in Figure 1. Variations in leaf elongation of these

plants between experiments was similar to that observed in natural meadows, with maximum

growth rates in early spring and autumn and minimum in summer (Bedhome et al., 1983;

Alcoverro, 1995). The highest growth observed in control treatment was 0.99 cm2 shoot-1 day-1

during spring, while the lowest value occurred during summer (0.20 cm2 shoot-1 day-1).

0

0.2

0.4

0.6

0.8

1

1.2

1/2/01 2/4/01 2/6/01 1/8/01 1/10/01 30/11/01

Shoo

t el

ongat

ion (

cm 2

shoot

-1day

-1)

Figure 1. Leaf growth rates of P. oceanica shoots in the controls (38 psu) over the study duration (means ± 1 standard error [SE]).



Leaf growth was considerably affected by salinity increases, but not by decreased

salinity (Fig. 2). Results of the SNK test (p < 0.05) revealed that elongation rates were

similar, and maximal, at 25-39 psu, decreasing significantly from 40 to 50 psu. At 50 psu, no

growth was observed.

0

20

40

60

80

100

120

23 28 33 38 43 48 53 58

Salinity (psu)

Lea

f g

row

th (

% o

f co

ntr

ol) a

Figure 2. Leaf growth versus salinity: each point represents the mean for three tanks at each salinity, relative to the growth of the control plants.

At salinities lower than 46-48 psu, some surviving plants were able to regain growth

when returned to normal seawater salinity (Fig. 3). However, plants exposed to reduced

salinities (< 30 psu) maintained lower growth when they were returned to the control salinity.

Salinity effects also affected mortality rate (Fig. 4). Plants sustained considerable

mortality at salinities above 42 psu and below 29 psu, with 100 % mortality at 50 psu.

Necrotic tissues were evident in treatments with salinities higher than 42.5 psu or lower than

33.4 psu.



0

30

60

90

120

150

180

23 28 33 38 43 48 53

Previous salinity (psu)

Leaf

gro

wth

aft

er

ex

po

sure

n

(% o

f co

ntr

ol)

Figure 3. Leaf growth per shoot, relative to that of control plants, after the treated plants were returned to the control salinity of 38 psu (mean percent difference from control plants ± 1 SE).

0

20

40

60

80

100

23 28 33 38 43 48 53 58

Salinity (psu)

Shoot

mort

alit

y (

%)

n

Figure 4. Shoot mortality (percentage of shoots that did not grow when returned to 38 psu) of plants subjected to the salinity treatments.



In general, epiphyte biomass was highly variable (Fig. 5), ranging from 0.27 to 1.19 g

dw cm-2 shoot-1. Significant differences were found in one experiment, with comparable

epiphyte dry weight at 38 and 43 psu, and significantly lower epiphyte dry weight at 50 and

57 psu (p < 0.001). The dominant epiphytes were the bryozoans Electra posidoniae and

Lichenopora radiata, the hydrozoans Sertularia perpullisa and Monotheca sp., and the algae

Hydrolithon spp. and Miryonema orbiculare.

0

25

50

75

100

125

150

175

200

28 33 38 43 48 53 58

Salinity (psu)

Ep

iph

yte

dry

wei

gh

t (%

of

con

tro

l) n

Figure 5. Epiphyte dry weight per shoot, relative to that of control plants, from plants subjected to the salinity treatments (mean percent difference from control plants ± 1 SE).

4. Discussion

These data suggest that under short-term experimental conditions in this mesocosm

study, Posidonia oceanica is sensitive to salinity increases outside the salinity range of its

coastal habitat. Elevated salinity led to a significant reduction in leaf growth, increased

mortality, increased necrosis, and increased senescence. These effects were more marked at

higher salinities, but even an increase of 1 psu above the natural range caused a significant



effect. Previous researchers have demonstrated that some seagrass species can recover from

hypersaline conditions when the salinity is reduced again, whereas other cannot (Adams and

Bate, 1994; Ralph, 1998). For P. oceanica, plants surviving at intermediate salinity increases

(< 46 psu for 15 days) were able to regain growth when they were returned to normal

seawater salinity. Longer exposure times would be expected to decrease the survival rates and

recovery of this species.

Salinity variations can affect seagrasses survival in their natural habitats (Wortmann et

al., 1997; Kamermans et al., 1999; van Katwijk et al., 1999), as well as under experimental

conditions (Biebl and McRoy, 1971; Pinnerup, 1980; Vermaat et al., 2000), and can cause

defoliation and necrosis (Biebl and McRoy, 1971; Zieman, 1975; Walker and McComb,

1990; Ralph, 1998; Chesnes and Montague, 2001). Necrosis also has been documented for

meristematic tissues, and abscission of mature leaves, in P. oceanica exposed to salinities

higher than 42 psu. In addition, the species richness and the epiphyte biomass in seagrasses

can be negatively affected by salinity fluctuations (Kendrick et al., 1988; Dunton and

Tomasko, 1994). In our investigation, because of the high variability of epiphyte biomass, this

decrease was not significant in most of the experiments, perhaps because of the short duration

of the experiments or to the fact that most of these organisms (mainly bryozoans, foraminifers

and coralline algae) have an important part of calcium carbonate (Kendrick and Lavery, 2001)

that remains attached to the leaf once the organisms die.

The negative response of Posidonia oceanica to increased salinity may have occurred

because of adverse impacts to meristematic tissues, or interference with carbon metabolism.

In other angiosperms, high salinity has promoted a decrease in photosynthesis, and sometimes

also an increase in dark respiration (Ogata and Matsui, 1965; Biebl and McRoy, 1971; Dawes

et al., 1987, 1989; Kraemer et al., 1999). In P. oceanica, which has been reported to have an

elevated respiratory requirement (Alcoverro et al., 2001), reduced photosynthesis could partly

explain the growth reduction and mortality that were observed in this study at high salinities.

The adverse impacts of high salinity may be exacerbated by elevated temperatures, as P.

oceanica sustained higher mortalities in these experiments at the end of summer.

Comparison of these data with salinity tolerance data for other seagrasses, such as

Amphibolis antarctica (Walker, 1985), Halodule wrightii (Dunton and Tomasko, 1994),

Posidonia australis (Tyerman et al., 1984) or Thalassia testudinum (McMillan and Moseley,

1967), indicates that Posidonia oceanica is one of the most sensitive species to high salinity,

possibly due to the high stability of its habitat. P. oceanica has also shown low tolerance to



changes in other environmental factors, such as light reduction (Ruiz and Romero, 2001) or

high sedimentation rates (Manzanera et al., 1998; Ruiz, 2000). We have found the optimum

salinity range for P. oceanica leaf growth between 25-39 psu, suggesting that this species can

withstand reduced salinity more than increased salinity beyond its normal range.

Care should be taken when interpreting these results, because we used short-term

laboratory experiments, isolated shoots with a short rhizome fragment, and did not previously

acclimate the plants to the salinity changes. In other research, plants acclimated to salinity

variations showed higher tolerance to osmotic stress (Ralph, 1998; Benjamin et al., 1999).

However, our results are consistent with the observations in a meadow exposed to brine

discharges (Gacia et al., 2007) and in long-term in situ experiments, in which lower tolerance

was observed (Ruiz et al., 2009). It also should be emphasized that we worked with Posidonia

oceanica shoots from an area of the western Mediterranean, where salinities use to vary

between 36 and 38 psu. P. oceanica also occurs in some regions of the eastern Mediterranean

where salinities are higher (up to 41 psu; Einav and Lokiec, 2003), and this species may be

able to tolerate higher salinities depending on the population, ecotype, location, and previous

conditions (Doering and Chamberlain, 1998; Benjamin et al., 1999; Kamermans et al., 1999;


Despite the limitations of these mesocosm experiments, this study indicate that

Posidonia oceanica meadows would be adversely impacted by the salinity increments

associated with the brine discharge of a desalination plant. Beyond the increased salinity,

other constituents of the brine discharge from desalination plants (e.g. iron, copper, zinc,

H2SO4, sodium hexametaphosphate, chlorine compounds, nutrients) would be expected to

further stress P. oceanica.

Overall, this study indicates that Posidonia oceanica is adversely affected by salinities

higher than in its natural range. A significant growth reduction was detected when salinities

exceeded 39 psu, and an increase of 4 psu over the average western Mediterranean salinity

significantly increased mortality in short-term experiments. Posidonia oceanica dominates

seagrass meadows in the Mediterranean, which already have decreased because of other

stresses such as bottom-trawling fisheries (Sánchez-Lizaso et al., 1990), coastal constructions

(Ruiz, 2000), overgrowth by the bioinvasive macroalga Caulerpa taxifolia (De Villèle and

Verlaque, 1995) and the recent increase in fish farming (Ruiz et al., 2001). The adverse

impacts of brine discharges from the expanding desalination industry are likely to lead to

further losses of this important seagrass habitat species.

Efecto de la estratificación en la salinidad y de una posible interacción entre el pH y la

salinidad en el crecimiento de Posidonia oceanica

CHAPTER 2

Modificado de: Fernández-Torquemada, Y., Sánchez-Lizaso, J. L. 2003. Efecto de una posible interacción entre el pH y la salinidad sobre el crecimiento de Posidonia oceanica (L.) Delile, 1813. Boletín del Instituto Español de Oceanografía 19, 247-252. Fernández-Torquemada, Y., Sánchez-Lizaso, J. L. 2003. Efectos de la estratificación en la salinidad sobre el crecimiento de la fanerógama marina Posidonia oceanica (L.) Delile. Oceanos Tercer Milenio, 69-70.



M

ABSTRACT

Reverse osmosis seawater desalination by Mediterranean countries is a steadily growing

industry but there is little information about its potential adverse environmental impacts. The

brine discharged into the sea forms a bottom layer of high salinity and a relatively low pH

which can affect benthic communities such as Posidonia oceanica meadows.

In a previous work salinity effects have been studied for all the Posidonia plant, which has

result to be very sensitive to salinity increments. But it is unknown if these effects will be the

same if just the basal part of the plant, where the meristematic tissues are located, is exposed

to the salinity increments, or if there is any interaction between salinity and pH, the other

factor affected by the desalination discharges.

With this aim, in the present work mesocosm experiments were done to determine the effect

of salinity stratification and of a possible interaction between the reduction of pH and the

increase of the salinity on the growth of the seagrass Posidonia oceanica.

Results from the stratification experiments showed that increases in the bottom salinity of

tanks caused a significant decrease in the foliar growth rate of P. oceanica, similar to that

which occurs when all the plant is exposed to the same salinity. For the other experiments,

results did not show any effect of the interaction between both factors, although it was

detected a significant growth reduction in plants growing at high salinities and at low pH

values.



RESUMEN

La desalación de aguas marinas mediante ósmosis inversa es una actividad en desarrollo en la

cuenca mediterránea cuyos posibles impactos ambientales son poco conocidos. El agua de

rechazo de dichas plantas suele ser vertida al medio marino, donde forma una capa

hiperhalina de unos pocos centímetros de altura, y además puede poseer un pH relativamente

bajo que puede afectar a las comunidades bentónicas presentes.

En estudios previos se ha comprobado que al exponer por completo haces de Posidonia

oceanica a incrementos de salinidad se produce una reducción significativa de su crecimiento

foliar, por lo que en el presente trabajo se realizaron experimentos en mesocosmos para

intentar determinar si el efecto de la estratificación en la salinidad, como la provocada por un

vertido hipersalino, reduciría del mismo modo el crecimiento de esta especie.

En el presente trabajo se realizaron dos tipos de experimentos en mesocosmos, los primeros

para estimar el efecto de la estratificación de la salinidad, y los segundos para detectar una

posible interacción entre dicho incremento de la salinidad y el descenso del pH sobre el

crecimiento de Posidonia oceanica.

Los resultados obtenidos en los experimentos de estratificación demostraron que los aumentos

en la salinidad del fondo de los tanques provocan una disminución significativa en la tasa de

crecimiento foliar de Posidonia oceanica, similar a la que se da cuando toda la planta queda

expuesta a esa misma salinidad. En los resultados de los siguientes experimentos no se

observó un efecto de la interacción entre ambos factores, pero sí una reducción significativa

del crecimiento de la planta frente al aumento de la salinidad y al descenso del pH por

separado.



1. Introducción

Debido a la escasez de agua existente en muchos países de la cuenca Mediterránea se

está produciendo un importante crecimiento de la industria desalinizadora, principalmente

mediante sistemas de ósmosis inversa, cuyos impactos ambientales son aún poco conocidos.

Durante el proceso de desalación se forma un agua de rechazo de elevada salinidad que puede

contener además otras sustancias utilizadas en el proceso (Höpner, 1999; Jodar et al., 2001;

Einav et al., 2002). Las sustancias químicas que se añaden al proceso dependen de muchos

factores que son específicos de cada planta, pero la que se emplea de un modo más general es

ácido sulfúrico. El H2SO4 se utiliza de modo continuo en las desalinizadoras de osmosis

inversa para impedir la formación de depósitos calcáreos sobre sus membranas, de tal forma

que el vertido suele alcanzar un pH de 7, aunque puede llegar a un valor de 3 durante las

operaciones de limpieza de la planta (Lattemann y Höpner, 2002).

Por su alta densidad el vertido formará una capa hiperhalina que va desde unos pocos

centímetros de altura a un metro (Fernández Torquemada et al., 2005 a; Gacia et al., 2007), y

que se desplazará por el fondo marino pudiendo afectar a los organismos bentónicos allí

presentes (Del Bene et al., 1994; Gacia y Ballesteros, 2001), como es el caso de las praderas

de angiospermas marinas.

Hasta el momento se conocen muy pocos trabajos sobre los posibles efectos de estos

vertidos en las comunidades litorales (Chesher, 1975; Tomasko et al., 1999), siendo más

escasos los centrados en el Mar Mediterráneo (Castriota et al., 2001), donde la angiosperma

marina Posidonia oceanica es una especie endémica, de gran importancia (Sánchez Lizaso,

1993) y muy sensible ante toda clase de impactos antrópicos (Ruiz, 2000).

Los estudios sobre efectos de un único factor en fanerógamas marinas son bastante

comunes, sin embargo son muy pocas las investigaciones dedicadas a interacciones o a

condiciones más complejas, donde la combinación de varios factores puede provocar

alteraciones en la respuesta de las plantas (Ralph, 1999). De forma aislada, las variaciones en

el pH pueden afectar la fotosíntesis de los vegetales marinos, al alterar las concentraciones de

CO2 y HCO3- en sistemas cerrados (Beer et al., 1977), pero también poseen efectos

fisiológicos al influir en los gradientes electroquímicos e incluso efectos tóxicos (Beer, 1989:

Katz et al., 2000; Touchette y Burkholder, 2000). En cuanto a la salinidad, un aumento de ésta

puede actuar sobre la fotosíntesis (Kerr y Strother, 1985), el metabolismo (van Katwijk et al.,



1999), la reproducción (Ramage y Schiel, 1998), el crecimiento (McMillan y Moseley, 1967)

e incluso la supervivencia (Vermaat et al., 2000) de algunas especies de angiospermas

marinas.

Además, en estudios previos se ha comprobado que al exponer por completo haces de

Posidonia oceanica a incrementos de salinidad se produce una reducción significativa de su

crecimiento foliar (Fernández-Torquemada y Sánchez-Lizaso, 2005). En el presente trabajo se

pretende constatar si dicho efecto también se produciría ante un aumento de la salinidad que

afectase únicamente a la parte más basal de la planta, imitando así la presencia de una capa

hiperhalina como la provocada por un vertido de aguas de rechazo de una desalinizadora.

Otro de los objetivos de este trabajo es estimar el efecto de una posible interacción entre la

variación conjunta de dos factores, el pH y la salinidad, sobre el crecimiento de Posidonia

oceanica, condiciones que también podrían ocurrir ante un vertido de aguas de rechazo.

2. Material y métodos

2.1. Recolección de las plantas y condiciones experimentales

Se trabajó con plantas recogidas mediante buceo con escafandra autónoma en una

pradera superficial (4-8 m) de la Cala de los Estudiantes (Villajoyosa, Alicante).

Inmediatamente después de su recolección, las plantas fueron trasladadas en un recipiente con

abundante agua de mar al laboratorio, donde fueron colocadas en tanques de 300 L. En cada

uno de los tanques se dispusieron entre 10 y 20 haces independientes de crecimiento

ortotropo, marcados por el método de Zieman (1974) modificado, para posteriormente poder

determinar su crecimiento de una forma sencilla. Después de aproximadamente 10 días los

haces se recogieron, se separaron sus hojas y se midió la superficie en cada una de ellas.

Además ya que el crecimiento de muchas fanerógamas marinas suele depender del tamaño de

las mismas (Terrados, 1991) se comprobó que los haces utilizados en cada experimento

fuesen lo más similares posibles.

Las distintas salinidades se obtuvieron empleando sal para salazón de las Salinas de

Santa Pola, ya que no posee ningún tipo de aditivo artificial. A lo largo de los experimentos se

tomaron medidas de salinidad en varios puntos de cada tanque para determinar la evolución

del gradiente salino, para ello se utilizó un conductivímetro Thermo Orion 1230 (resolución ±

0,1). El resto de condiciones físico-químicas dentro de los tanques se mantuvieron lo más



constantes posibles durante cada experimento. Así, se controló la temperatura (22.7-26.3ºC) y

la iluminación, con un fotoperiodo de 12 h luz y 12 h de oscuridad y una RFA (Radiación

Fotosintéticamente Activa, λ= 400-700 nm) de 31-67 µmol quanta m-2 s-1, medida mediante

un fotómetro LiCor 192 SA.

2.2. Interacción de la salinidad y el pH

Se realizaron tres experimentos, en los que se trabajó con dos salinidades, la del agua de

mar como control (38 ups) y una superior (40 y 43 ups). A su vez, en cada experimento se

emplearon dos pH distintos, uno que actuaba a modo de control, por ser el valor medio del

agua de mar (pH = 8.2), y otro inferior (6, 7 y 7.5), que se consiguió añadiendo H2SO4. Su

valor se controló mediante un pH-metro 507 Crison (precisión ± 0.01) y cuando se detectaron

variaciones en el mismo se corrigieron mediante la adición de más ácido. Cada uno de estos

cuatro tratamientos estaba replicado en tres tanques (Fig. 1). Como la concentración de

carbono inorgánico del agua de mar cambia con el pH se realizaron valoraciones a lo largo de

los experimentos para conocer dicha variación.

Figura 1. Esquema del diseño de los tres experimentos realizados, donde aparecen los cuatro tratamientos con sus tres replicas correspondientes, siendo n el número de haces en cada tanque.

2.3. Efecto de la estratificación de la salinidad

Se realizaron dos experimentos con cuatro tratamientos distintos, replicados en tres

tanques, con un diseño similar al apartado anterior (Fig. 1). En uno de los tratamientos se

simuló una estratificación vertical de la masa de agua, con una capa en el fondo de 12 cm de

agua hipersalina (de 70 ups para el experimento 1 y de 43 ups para el 2) y un volumen



superior de agua a salinidad normal (de valor 38 ups). Dicha estratificación se consiguió

empleando una lámina de plástico transparente en unos tanques (Fig. 2), mientras que en otros

se dejó libre la superficie de mezcla entre ambas capas. Estos tratamientos fueron comparados

con un control en el que todo el volumen del tanque estaba a una salinidad de 38 ups, y con

otro tratamiento a idéntica salinidad, en el que se colocaba la lámina de plástico, con el fin de

determinar si dicha barrera afectaba al crecimiento de las plantas.

Capa de salinidad control (38 ups) ups)

Capa de salinidad más elevada

Barrera de separación

Figura 2. Tratamiento de estratificación dentro de los tanques, la cual era mantenida mediante una

barrera artificial formada por un plástico transparente.

2.4. Análisis estadístico

Para detectar las posibles diferencias significativas entre los distintos tratamientos se

realizaron ANOVAs de dos factores fijos y ortogonales, la salinidad y el pH o la salinidad y

la estratificación, con un factor tanque anidado, y éste a su vez con 10 replicas (los haces),

para lo que se empleó el programa GMAV.5. El modelo linear de las fuentes de variación

usado fue el siguiente:

X ijkn = + Sali + pHj + Sal*pHij + Tanque(Sal*pH) k(ij)+ Residual n(kij)

Antes del análisis se comprobó la homogeneidad de la varianza mediante el test de

Cochran (Underwood, 1997). En todos los casos el nivel de significación empleado fue 0.05.



3. Resultados

3.1. Interacción de la salinidad y el pH

Los haces de Posidonia oceanica utilizados en los distintos tratamientos dentro de cada

experimento tenían un tamaño similar (Tabla 1). Esta comprobación se realizó para descartar

que en los experimentos estuviera influyendo el tamaño de los mismos ya que el crecimiento

de muchas fanerógamas marinas suele depender del tamaño de sus haces.

Tabla 1. Resultados de los análisis de varianza realizados a los datos de superficie foliar de los haces en cada uno de los tres experimentos (gl: grados de libertad, C.M.: cuadrados medios, ns: no significativo).

Experimento Efecto gl CM F p F versus

1

2

3

Salinidad (43)

pH (7.5)

Sal*pH

Tanque(sal*pH)

Salinidad (40)

pH (7)

Sal*pH

Tanque(sal*pH)

Salinidad (43)

pH (6)

Sal*pH

Tanque(sal*pH)

1

1

1

8

1

1

1

8

1

1

1

8

162.0060

163.8237

9382.5999

3679.9585

20291.9618

3100.2234

700.9300

18161.6226

36834.9240

1189.0310

139.1592

2443.3259

0.04

0.04

2.55

1.12

0.17

0.04

0.49

0.06

2.62

ns

ns

ns

ns

ns

ns

ns

ns

ns

Tanque(sal*pH)

Tanque(sal*pH)

Tanque(sal*pH)

Tanque(sal*pH)

Tanque(sal*pH)

Tanque(sal*pH)

Tanque(sal*pH)

Tanque(sal*pH)

Tanque(sal*pH)

El crecimiento de las plantas alcanzó los mayores valores, entre 0.28 y 0.46 cm2 día-1

haz-1, en los tratamientos de salinidad control (Fig. 3), disminuyendo de una forma

significativa en los tanques en que ésta se aumentó a 43 ups, como se puede apreciar en dos

de los experimentos realizados (Tabla 2). Sin embargo en el experimento efectuado a una

menor salinidad, de 40 ups, no se halló ninguna diferencia significativa respecto al

tratamiento control.



Figura 3. Valores medios del crecimiento de Posidonia oceanica frente a los cambios de salinidad y pH indicados (las barras representan el error típico).

El efecto aislado del pH no causó efectos significativos en los dos primeros

experimentos, en los que se empleó un pH de 7.5 y de 7 (Tabla 2). Sí resultó ser significativo

en el experimento en el que se trabajó con pH 6 (Tabla 2), pH que provocó una disminución

importante en el crecimiento de los haces de Posidonia oceanica (Fig. 3). Se ha de destacar

que en ese tratamiento además se pudo observar la aparición de un alto porcentaje de manchas

de necrosis en las hojas de las plantas.

Por el contrario en ninguno de los tres experimentos realizados se llegaron a obtener

resultados significativos de la interacción entre las variaciones conjuntas de la salinidad y del

pH sobre el crecimiento de esta especie (Tabla 2).

En cuanto a la concentración de carbonatos, ésta se mantuvo cercana a la del pH

original (pH = 8.2) en el experimento 1, de pH 7.5, llegando a disminuir casi un 40 % en el

segundo experimento, de pH 7 (1.97 mM de HCO3- y 11.1 μM de CO2), mientras que en el de

pH 6 se redujo en un 95 %, alcanzando valores de 0.15 mM de HCO3- y 0.84 μM de CO2.



Tabla 2. Resultados de los análisis de varianza practicados al crecimiento de las plantas en los tres

experimentos (gl: grados de libertad, CM: cuadrados medios, ns: no significativo, * p < 0.05, ** p <

0.01, *** p < 0.001).


1

2

3

Salinidad (43)

pH (7.5)

Sal*pH

Tanque(sal*pH)

Residual

Salinidad (40)

pH (7)

Sal*pH

Tanque(sal*pH)

Residual

Salinidad (43)

pH (6)

Sal*pH

Tanque(sal*pH)

Residual

1

1

1

8

108

1

1

1

8

108

1

1

1

8

108

36.0631

0.0662

0.2326

0.1110

0.1631

0.0782

0.0061

0.0324

0.0131

0.0577

0.5805

0.1653

0.0045

0.0187

0.0040

155.02

0.28

0.70

2.10

2.41

0.19

1.78

2.47

31.02

8.83

0.24

4.70

***

ns

ns

*

ns

ns

ns

*

***

*

ns

**

Tanque(sal*pH)

Tanque(sal*pH)

Tanque(sal*pH)

Residual

Tanque(sal*pH)

Tanque(sal*pH)

Tanque(sal*pH)

Residual

Tanque(sal*pH)

Tanque(sal*pH)

Tanque(sal*pH)

Residual

3.2. Estratificación de la salinidad

Los haces de Posidonia oceanica empleados en los distintos tratamientos dentro de cada

experimento presentaban un tamaño similar, no apreciándose ninguna diferencia significativa

en los ANOVAs realizados a los datos de superficie foliar (Tabla 3). Esta comprobación se

volvió a realizar para descartar que en los resultados de estos experimentos influyera el

tamaño de las plantas.

En ambos experimentos la estratificación se siguió manteniendo en los tanques que

poseían la barrera de plástico, pero no en los que no se empleó ningún medio físico de

separación, en los que se apreció cierta (Experimento 1) o una total homogeneización

(Experimento 2) del valor de salinidad en todo el tanque. Los controles con lámina se

comportaron igual que los que no tenían, por lo que se puede afirmar que dicho artefacto no

interfirió en el crecimiento de los haces (Tabla 4).



Tabla 3. Resumen de los ANOVAs realizados a los datos de superficie foliar en los distintos

tratamientos (gl = grados de libertad, CM = cuadrados medios, ns = no significativo).


1

2

Salinidad

Estratificación

Sal*Est.

Tanque (Sal*Est.)

Error

Salinidad

Estratificación

Sal*Est.

Tanque (Sal*Est.)

Error

1

1

1

8

108

1

1

1

8

108

3234.7198

24.3090

2305.8963

3728.3019

3055.7539

119.8500

759.8572

415.9894

1809.1915

1151.6533

0.87

0.01

0.62

1.22

0.07

0.42

0.23

1.57

ns

ns

ns

ns

ns

ns

ns

ns

Tanque (Sal*Est.)

Tanque (Sal*Est.)

Tanque (Sal*Est.)

Error

Tanque (Sal*Est.)

Tanque (Sal*Est.)

Tanque (Sal*Est.)

Error

Tabla 4. Resumen de los ANOVAs practicados a los datos de crecimiento foliar en ambos experimentos (gl = grados de libertad, CM = cuadrados medios, *p<0.05, **p<0.01, ***p<0.005, ns = no significativo).


1

2

Salinidad

Estratificación

Sal*Est.

Tanque (Sal*Est.)

Error

Salinidad

Estratificación

Sal*Est.

Tanque (Sal*Est.)

Error

1

1

1

8

108

1

1

1

8

108

1.2926

0.0023

0.0028

0.0066

0.0037

4.4894

4.4391

2.6771

0.6086

0.1877

197.04

0.35

0.43

1.78

7.38

7.29

4.40

3.24

***

ns

ns

ns

*

*

ns

**

Tanque (Sal*Est.)

Tanque (Sal*Est.

Tanque (Sal*Est.)

Error

Tanque (Sal*Est.)

Tanque (Sal*Est.)

Tanque (Sal*Est.)

Error

En cuanto al efecto de la salinidad, en el Experimento 1, en el que las plantas quedan

expuestas a una salinidad basal de 70 ups, se puede apreciar como éstas dejan de crecer y

mueren (Fig. 4A), tanto en el tratamiento en el que se empleó la barrera como en el que no,

probablemente debido a que en éste último se produzca cierta homogeneización de la

salinidad en el tanque, hasta valores de 55.1 ups en el fondo y 46.6 ups en superficie. En el

Experimento 2 también se produce una reducción significativa en el crecimiento de las

plantas expuestas a salinidades basales de 43 ups, en el tratamiento en el que se utilizó la

barrera (Fig. 4B), pero no en el que se dejó libre la superficie de contacto entre ambas capas,

ya que en esta ocasión la salinidad de todo el tanque se homogeneizó a un valor de 40.2 ups.



0

0 .1

0 .2

0 .3

0 .4

0 .5

0 .6

3 8 4 3

Salinidad basal

0

0 .0 5

0 .1

0 .1 5

0 .2

0 .2 5

0 .3

3 8 7 0

Cre

cim

ien

to (

cm2 /d

ía·h

az)

S in b a r r e r a

C o n b a r r e r a

A B

Figura 4. Valores medios del crecimiento foliar de los haces de Posidonia oceanica frente a los cambios de salinidad basal indicadas en el experimento 1 (A) y 2 (B). Las barras representan el error típico.

4. Discusión

El pH y la salinidad son factores considerados relativamente constantes en mar abierto.

El efecto tampón del sistema de carbonatos-bicarbonatos actúa manteniendo el pH. Por otra

parte cualquier variación del pH puede influir en la concentración y forma de carbono

inorgánico disuelto (CID) disponible en el medio. Estas condiciones se verían alteradas ante

el vertido de una desalinizadora de ósmosis inversa, que provocaría un aumento considerable

de la salinidad y un ligero descenso del pH, factores que al variar conjuntamente podrían

actuar de forma sinérgica o antagonista sobre los organismos presentes. En nuestros

experimentos se estudió la combinación de ambos factores sobre el crecimiento de la

fanerógama marina Posidonia oceanica, no observándose ningún tipo de interacción,

pudiéndose explicar los resultados obtenidos por los efectos causados de forma aislada por

cada uno de estos agentes.

En nuestros experimentos no se detectaron efectos significativos ante reducciones

ligeras del pH (pH = 7 y 7.5), apareciendo una disminución importante del crecimiento de la

planta a pH 6, valor en el que se ha visto que se produce un descenso importante de la

concentración de CID (del 95 %). La concentración de CID total en el agua de mar es de

aproximadamente 2.2 mM, pero al hallarse ésta a un pH de 8.2 la mayoría se encuentra en



forma de bicarbonato. En un sistema cerrado ante una disminución de pH se produciría un

aumento de la concentración del CO2 disuelto en el agua, favoreciéndose la fotosíntesis de

Posidonia oceanica en condiciones de limitación de carbono (Invers, 2001). Sin embargo el

vertido de una desalinizadora se realizaría en un medio abierto, situación que intentamos

reproducir con nuestros tanques, donde al bajar el pH mediante la adición del ácido sulfúrico

se ocasionaría una transformación de HCO3- a CO2, que en agua saturada difunde a la

atmósfera a gran velocidad produciéndose un importante descenso en la concentración de CID

que, como ya se ha comprobado para esta especie, provocaría un descenso en su tasa

fotosintética (Invers, 2001) y probablemente en su crecimiento. Estos efectos podrían

explicarse por una reducción en el metabolismo y un mayor gasto de las reservas de las

plantas. Además a pH 6 también se observó un gran porcentaje de hojas necróticas, pudiendo

deberse a los mismos efectos tóxicos ya observados en otros vegetales (Bowes y Salvucci,

1989).

Por otro lado, se ha comprobado como el aumento de salinidad provoca una

disminución del crecimiento de Posidonia oceanica, al igual que ocurre en otras angiospermas

marinas (McMillan y Moseley, 1967; Biebl y McRoy, 1971), aunque hemos de destacar la

baja tolerancia obtenida para esta planta. Estos efectos negativos pueden ser debidos a un

aumento de la respiración y una disminución de la tasa fotosintética (Biebl y McRoy, 1971;

Kraemer et al., 1999), que causaría un desequilibrio en el balance de carbono afectando, por

tanto, el crecimiento de las plantas. Las variaciones de salinidad también provocan cambios

metabólicos como el aumento de la concentración de prolina (Romero et al., 2001),

compuesto cuya producción requiere de un mayor gasto energético por parte de la planta

(Sánchez-Díaz y Aguirreolea, 2000).

El hecho de que en nuestros experimentos el crecimiento se reduzca significativamente

ante el aumento de la salinidad basal de los tanques, mientras que la mayoría de la superficie

foliar de las plantas permanecía a una salinidad normal, puede indicar que este efecto se

debiese a la toxicidad de la salinidad más que a una afección sobre la fotosíntesis de la planta.

Además, es en esta zona basal donde se encuentran los meristemos responsables del

crecimiento foliar que, aunque protegidos por la vaina que forman las escamas y los peciolos

de las hojas (Tyerman et al., 1984), no son capaces de soportar fuertes cambios de salinidad,

como los asociados a un vertido hipersalino.

Se ha de matizar que todos estos experimentos han sido realizados en las condiciones

controladas de un mesocosmos y en cortos periodos de tiempo, por lo que las repuestas



observadas podrían diferir de las que se den en condiciones naturales, durante un mayor

tiempo de exposición y con la variación e influencia de otros factores como la iluminación y

la temperatura. En todo caso los ligeros descensos del pH que puede provocar el vertido de

agua de rechazo de una desalinizadora en condiciones de funcionamiento normal no

provocarían efectos negativos sobre la planta ni efectos sinérgicos con la salinidad. Habría

que considerar que en condiciones excepcionales se puede producir una limpieza ácida de las

membranas en las que el pH puede descender a 3 (Lattemann y Höpner, 2002). En estas

condiciones sería conveniente neutralizar el agua de rechazo antes de su vertido. De acuerdo

con nuestros resultados el aumento de salinidad sería el principal factor que puede provocar

una afección a praderas de Posidonia oceanica ya que esta especie parece ser muy poco

tolerante a su aumento en comparación con otras angiospermas marinas.

Effects of salinity on seed germination and early seedling growth of the Mediterranean seagrass Posidonia oceanica

CHAPTER 3

Publicado en: Fernández-Torquemada, Y., Sánchez-Lizaso, J. L. Effects of salinity on seed germination and early seedling growth of the Mediterranean seagrass Posidonia oceanica (L.) Delile, Submitted.



M

ABSTRACT

Previous research has demonstrated the low tolerance of Posidonia oceanica mature shoots to

salinity increments, but there is no information about the response of its seeds and seedlings

to this impact. In the present study, two independent experiments were conducted to

investigate the effects of salinity variations on germination, development and survival of P.

oceanica seeds and seedlings under laboratory-controlled conditions. Maximum P. oceanica

seed germination occurred at control salinity, while mortality values were the lowest for this

treatment, but differences were not significant with the rest of the salinity levels. In addition,

salinity appears to play an important role in seedling development. The number of blades, the

length of the primary root and the maximum length of leaves of seedlings differed

significantly among treatments. The results observed in the present study are coherent with

those obtained for mature Posidonia oceanica shoots, and suggest that hypersalinities, such as

those associated with brine discharge of a desalination plant, may limit P. oceanica seedling

recruitment, affecting the expansion and recovery of Posidonia meadows.



RESUMEN

Investigaciones anteriores han demostrado la escasa tolerancia de haces maduros de Posidonia

oceanica a incrementos de salinidad, pero no hay información sobre la respuesta de sus

semillas y plántulas a este tipo de impacto. En el presente estudio se llevaron a cabo dos

experimentos independientes para investigar los efectos de las variaciones de salinidad en la

germinación, desarrollo y supervivencia de las semillas y plántulas de P. oceanica bajo

condiciones controladas de laboratorio. La germinación máxima de las semillas de P.

oceanica se produjo en la salinidad control, mientras que los valores de mortalidad fueron los

más bajos para este tratamiento, aunque las diferencias no fueron significativas con el resto de

niveles de salinidad. Además, la salinidad parece jugar un papel importante en el desarrollo de

las plántulas. El número de hojas, la longitud de la raíz primaria y la longitud máxima de las

hojas de las plántulas diferían significativamente entre los tratamientos. Los resultados

observados en este estudio son coherentes con los obtenidos para plantas maduras de

Posidonia oceanica, y sugieren que la hipersalinidad, tal como la relacionada con el vertido de

salmuera de una planta desalinizadora, puede limitar el reclutamiento de plántulas P.

oceanica, afectando la expansión y recuperación de las praderas de Posidonia.



1. Introduction

Reproduction is an essential activity in order to guarantee the conservation of the

species. In seagrasses, the simplest and most frequent form in multiplication is the asexual or

vegetative reproduction (Clarke and Kirkman, 1989; Duarte and Sand-Jensen, 1990;

Procaccini and Mazzella, 1998). However, sexual reproduction plays a key role in

maintaining genetic diversity and dispersal and colonization of new coastal habitats (Buia and

Mazzella, 1991; Orth et al., 1994; Procaccini and Mazzella, 1998; Waycott et al., 2006).

Posidonia oceanica is an endemic Mediterranean seagrass that exhibits both vegetative

and sexual reproduction, but sexual reproduction in this species is considered a rare and

sporadic phenomenon (Caye and Meinesz, 1984; Buia and Mazzella, 1991; Balestri and

Cinelli, 2003), although some episodic mass flowering has been observed associated to

extreme summer temperatures (Mazzella et al., 1983; Diaz-Almela et al., 2006). Flowering

occurs from September to December, depending of the water depth, and fruits are produced

four months later, from late January to early March (Buia and Mazzella, 1991). The mature

buoyant fruits, which contain a single seed, are released from the plant and are free to be

dispersed by water currents from March to June (Buia and Mazzella, 1991). The seed sinks

after dehisce from the split pericarp and lacks dormancy, as germination has probably begun

within the fruit prior to dehiscence (Belzunce et al., 2005).

Information available on P. oceanica seedling establishment and survival is not very

abundant, but its success is considered low (Gambi et al., 1996; Piazzi et al., 1999; Balestri

and Cinelli, 2003), while seed germination and seedling development in the laboratory are

considered very successful (Caye and Meinesz, 1989; Balestri et al., 1998 a; Piazzi et al.,

1999; Balestri and Bertini, 2003; Belzunce et al., 2008). Anyway, for other seagrasses, it has

been observed that these processes may be affected by several abiotic factors, such as

temperature, salinity, light, oxygen concentration and sediment burial (Orth and Moore, 1983;

Moore et al., 1993; Brenchley and Probert, 1998). Among them, salinity can be considered as

one of the main limiting factors in the germination of many seagrass species (Caye and

Meinesz, 1986; Caye et al., 1992; Orth et al., 2000). Salinity stress affects seed germination

either through osmotic effects, by delaying or inhibiting germination, or through ion toxicity,

which can make the seeds unviable (Brenchley and Probert, 1998). Extreme salinities have

been also proved to affect growth and survival of seedlings of several seagrasses (Walker and

McComb, 1990; Kahn and Durako, 2006).



In fact, optimal germination in seeds of seagrasses often occurs under hyposalinity

conditions and germination of most species is reduced and delayed with salinity increase

(Phillips et al., 1983; Hootsmans et al., 1987; Loquès et al., 1990; Harrison, 1991; Caye et al.,

1992; Conacher et al., 1994), but the response may vary considerably from one species to

another and some studies have shown little or no effect of salinity on germination (McMillan,

1981, 1983; Churchill, 1983; Orth and Moore, 1983; Conacher et al., 1994; Probert and

Brenchley, 1999). On the other hand, some of these studies have found differences in

optimum salinity range between seed and seedling stages, implying that the ability of

seagrasses to deal with a salinity stress may change over the course of its development

(Hootsmans et al., 1987).

Salinity is considered a constant factor in open waters of the Mediterranean Sea, but the

recent development of new seawater desalination facilities can produce the discharge of

significant hypersaline effluents into coastal areas that may affect benthic organisms

(Fernández-Torquemada et al., 2005 a, 2009). Posidonia oceanica meadows represent a

relevant ecosystem susceptible to being affected by these desalination effluents

(Boudouresque and Meinesz, 1982; Phillips and Meñez, 1988). Previous studies have shown

that P. oceanica mature shoots are quite sensitive to salinity increases (Fernández-

Torquemada and Sánchez-Lizaso, 2005; Gacia et al., 2007; Ruíz et al., 2009) and

recommendations on critical salinity thresholds for this species were done in order to

minimize the impact of brine discharges from desalination plants based on these results

(Sánchez-Lizaso et al., 2008), but, to date, there is no information about the response of its

seeds and seedlings to this impact.

The first aim of the present study is to redress the lack of existing information on the

tolerance of Posidonia oceanica young phases (seeds and seedlings) to salinity changes and to

establish their possible range of salinity tolerance. With this purpose, two sets of experiments

were conducted to investigate the effects of different levels of salinity on germination,

development and survival of seeds and seedlings under laboratory-controlled conditions.


Two independent sets of experiments were conducted to analyse the effects of salinity

on P. oceanica seed germination and seedling development under laboratory-controlled

conditions. The first experiment was focused on evaluating survival and germination of



Posidonia oceanica seeds and obtaining some preliminary data about early seedling

development. In the second one, we considered the effects of a broader range of salinities on

the seedlings' development over a period of 50 days.

2.1. Fruit collection and seed extraction

An exceptionally productive flowering event was observed in the Western

Mediterranean meadows of Posidonia oceanica in the autumn of 2003. Therefore, P. oceanica

shoots with mature fruits were collected by SCUBA diving from a shallow meadow (10 m

depth) in El Campello (Alicante, SE Spain; 38º28’12”N, 000º18’43”W) at the end of April

2004. Once collected, fruits were removed from the reproductive shoots and were transported

to the laboratory in a cooler, containing ambient seawater from the collection site.

Fruits with no signs of damage were surface-sterilized by rinsing in ethanol (Balestri et.

al., 1998 a) and maintained in aerated aquaria with autoclaved seawater. Immediately prior to

an experiment, fruits were cut in half and seeds were extracted carefully. Then seeds of

homogeneous size were selected and were randomly assigned to each treatment.

2.2. Seed germination experiment

This experiment was conducted to evaluate the effect of exposure to different high

salinity treatments on seeds germination, survival and early seedling development of

Posidonia oceanica.

Ten seeds were placed on filter paper in 12 cm glass Petri dishes submersed with

different salinity treatments during 14 days. The salinity levels tested were 37 (control), 40,

43, 46 and 49 psu, with three Petri dishes per salinity treatment. The lowest salinity treatment

used was the field salinity measured (37 psu) when fruits were collected in May 2004, while

higher salinity concentrations were chosen to cover a broad range of variations associated to a

desalination discharge (Fernández-Torquemada et al., 2005 a, 2009). These salinity treatments

were achieved by adding natural salt, produced by Santa Pola saltworks from concentrating

seawater, to ambient coastal seawater (37 psu). Salinity during experimental time was

checked using a Thermo Orion conductimeter. The water salinity was adjusted with distilled

water to avoid evaporative changes and the solutions were changed every three days. Petri

dishes were placed in a culture chamber (ASL Aparatos Científicos M-92004, Madrid, Spain),

and subjected to a regime of 12 h of light (400-700 nm, 475-520 µmol quanta m-2 s-1) and 12



h of dark at a constant temperature of 22ºC for 14 days. Replicates were placed in two rows,

which were rotated daily within the incubator to compensate for any variation in light levels

at the front and back of the chamber.

Germinated seeds were counted, and dead seeds were counted and removed every two

days. Seed germination was defined as root or shoot emergence and seeds were considered

dead when they were necrotic. At the end of this experiment (14 days), measurements of

primary root length, maximum blade length and number of leaves were made for all

seedlings.

2.3. Seedling growth experiment

This experiment was performed to determine seedling response during 50 days to a

higher range of salinity treatments using seedlings cultivated from seeds germinated in the

laboratory. Firstly, seeds were extracted from fruits and germinated in a seawater medium in

the laboratory 2 weeks prior to this experiment, as explained before. Then healthy seedlings

of a similar size were selected for this experiment. At the time of the experiment, seedlings

had 4.0-4.2 leaves of 0.88-1.16 cm of maximum length and roots of 0.39-0.47 cm.

Individual seedlings were randomly transferred into glass culture tubes (150 x 20 mm)

containing 5 ml of solid agar media and 10 ml of liquid treatment. Ten seedlings were

randomly assigned to one of 14 salinity treatments (25-51 psu, separated by 2 psu). These

levels were chosen to cover a broad range of salinity due to the lack of knowledge existing

about the salinity tolerance of P. oceanica seedlings. Salinity treatments were made with DI

water and Santa Pola salts and medium in each tube was changed every 2 days. Culture tubes

were closed and sealed with Parafilm in order to avoid evaporation and were maintained in a

plant growth chamber under the same conditions described above.

Morphometric characteristics were measured weekly for the duration of this experiment

(50 days). Individual root and blade lengths and total leaves number were measured. A

seedling was considered dead when all blades fell from the sheath or all blades were necrotic.

2.4. Statistical analyses

The effect of salinity on the response of the different seagrass variables was statistically

analysed by one-way ANOVAs. ANOVAs were only applied to the data obtained at the end



of experiments. Normality was previously verified using the Shapiro-Wilk test of normality,

and homogeneity of variance was tested using the Cochran test (Underwood, 1997).

When analysis of variance identified a significant difference, the post-hoc test, SNK

(Student-Newman-Keuls), was applied to identify specific treatment differences. All

statistical analyses were implemented using Statistica packages with a minimum significance

level established at p < 0.05.

3. Results

3.1. Effects of hypersalinity on seed germination and early seedling development

Mean length and fresh weight of seeds used in this experiment were 1.43±0.04 cm and

0.35±0.03 g. These Posidonia oceanica seeds were able to germinate, survive and grow on all

the salinity treatments tested here. Cumulative germination of P. oceanica seeds can be

observed in Figure 1. After 9 days, the highest percent of seed germination (90 %) was

reached at the control salinity (37 psu), but the ANOVA did not detect significant differences

(Table 1) with the rest of the treatments (63.3-80 %). Hypersalinities also seemed to affect

mortality percentage (Fig. 1). Mortality values were the lowest for the control treatment (13.3

%), increasing considerably at salinities above 46 psu (53.3-73.3 %), but again differences

were not significant (Table 1).

Table 1. Summary of the one-way ANOVA testing the effects of salinity treatments (37, 40, 43, 46 and 49 psu) on P. oceanica final seed germination and early seedling development parameters (* p < 0.05, ** p < 0.01, *** p < 0.001).

Parameter Effect dF MS F p

Germination

Mortality

Salinity Error

Salinity Error

4 10

4 10

298.333 225.000

1865.741 610.185

1.33

3.06

ns

ns

Number of leaves

Maximum leaf length

Maximum root length

Salinity Error

Salinity Error

Salinity Error

4 10

4 10

4 10

0.413 0.060

0.107 0.005

0.324 0.054

6.84

22.29

6.06

**

***

**



Figure 1. Accumulative germination (%) and mortality (%) of Posidonia oceanica seeds subjected to the different salinity treatments over the experimental period (bars represent standard errors).

In addition, salinity appears to play an important role in early seedling development.

The number of leaves, the length of the primary root and the maximum length of leaves of

seedlings differed significantly among treatments (Table 1, Fig. 2). Seedlings at 37 psu

produced an average of 4 blades, their longest leaves averaged 1.25 cm and the length of their

primary roots was 0.87 cm. These values decreased with the rest of the salinities (3-3.5 blades

per seedling, 0.33-0.73 cm and 0.05-0.27 cm of leaf and root length, respectively).



Figure 2. Morphometric characteristics of viable P. oceanica seedlings measured at the end of the first experiment (14 days). Means with different letters are statistically different at p < 0.05 (bars indicate standard errors).



3.2. Effects of salinity on seedling development

At the initial time of this experiment, P. oceanica seedlings had 4.0-4.2 leaves of 0.88-

1.16 cm of maximum length and roots of 0.39-0.47 cm. In this experiment, the highest

survival and seedling development was observed for seedlings growing on control salinity (37

psu).

Figure 3. Accumulative mortality (%) of P. oceanica seedlings subjected to the different salinities over the experimental period.

Mortality at the end of the experiment was higher in all reduced salinities than in the

control ones (Fig. 3). Seedlings at control salinity suffered only 10 % mortality, whilst we

detect more than 50 % of mortality at seedlings subjected to 25-35 psu. Furthermore,

hypersalinities did not produce mortality values as elevated as hyposalinities (≤ 40 % at 39-51

psu).



Table 2. Summary of the one-way ANOVA testing the effects of salinity treatments (0-60 psu at 10 psu increments) on final data of seedling development parameters: number of leaves, maximum leaf length and primary root length (* p < 0.05, ** p < 0.01, *** p < 0.001).


Number of leaves Maximum leaf length Maximum root length

Salinity Error Salinity Error Salinity Error

13

72

13 72

13

72

4.406

0.690

4.086 0.448

0.688

0.344

6.381

9.126

1.999

***

***

*

Figure 4. Mean number of leaves per seedling over the experimental period at the different salinity treatments (bars represent standard errors). Asterisk indicates the statistically different treatment at p < 0.05.



In addition, at the end of this research, the number of produced leaves differed among

salinity levels (Table 2, Fig. 4), initially 4.0-4.2, reached maximum values in the control and

low salinities (7.0-8.0 leaves per seedling) than in the higher salinity levels (5.6-7.6 leaves per

seedling). Also, a significant decrease in final leaf elongation occurred in seedlings at high

salinity treatments (Table 2, Fig. 5). Maximum leaf length was higher at control and

hyposalinity conditions (2.9-4.2 cm) when comparing with hypersalinities (1.5-2.6 cm).

Significant effects of salinity were also detected on root seedling growth (Table 2, Fig. 6). At

the end of this experiment, seedlings at 37 psu developed a root of 1.4±0.2 cm, significantly

higher than at elevated salinities (0.5-0.8 cm at 39-51 psu), while roots at lowest salinities

were similar than at the control one (0.6-1.6 cm).

Figure 5. Maximum blade length (cm) of viable P. oceanica seedlings over the experimental period for the different salinity treatments (bars represent standard errors). Asterisk indicates the statistically different treatment at p < 0.05.



Figure 6. Maximum root length (cm) of viable Posidonia oceanica over the experimental period at the different salinity treatments (bars represent standard errors). Asterisk indicates the statistically different treatment at p < 0.05.

4. Discussion

In the present study, final Posidonia oceanica seeds germination (90 %) and survival

(86.7 %) at control salinity (37 psu) appeared within the range reported for this species in the

field (Buia and Mazzella, 1991; Balestri et al., 1998 b; Piazzi et al., 1999) and under

laboratory conditions (Balestri et al., 1998 a., 2009; Balestri and Bertini, 2003; Belzunce et

al., 2008; Celdrán and Marín, 2011). On the other hand, significant differences in germination

and survival with elevated salinities were not detected, although a clear tendency was

observed. Maximum germination occurred at 37 psu, showing lower values for the rest of the



salinities tested (63.3-80 %). Also, survival percentages were the highest for the control

treatment, decreasing at salinities above 40 psu (< 50 %).

Numerous studies have observed that an increase of salinity induces both a reduction

in the number of seeds germinated and a delay in the initiation of this germination (Phillips et

al., 1983; Hootsmans et al., 1987; Loquès et al., 1990; Harrison, 1991; Caye et al., 1992;

Conacher et al., 1994). These negatives responses might be related to the inhibitory effect of

the osmotic stress or to the decline in the mobilization of food reserves. Our results may be

explained by the high variability obtained, which can occult any significant effect or by the

fact that P. oceanica seeds initially may depend on stored nutrient reserves (Caye and

Meinesz, 1989; Belzunce et al., 2005; Balestri et al., 2009), allowing seed germination and

survival in unpredictable conditions.

In this experiment, some significant effects were detected on the foliar and root

growth of seeds recently germinated. Seedling leaf number at control salinity was 4 blades,

their longest leaves averaged 1.25 cm and the length of their primary roots was 0.87 cm,

similar to data observed in other works (Balestri and Bertini, 2003; Belzunce et al., 2008;

Balestri et al., 2009). However, seeds germinated at hypersalinity produced a lesser number of

leaves and their maximum length and root elongation were significantly reduced by salinities

higher than 40 psu. These results were quite consistent with data obtained at the second

experiment.

In the second experiment, Posidonia oceanica seedling survival at the control

treatment was 90 %, similar to values recorded in other studies carried out with this species

(Balestri et al., 1998 a; Balestri and Bertini, 2003).

Regarding salinity effect on seedlings, a higher mortality at hyposalinity conditions (≥

50 %) was found. However, number of blades, maximum length of leaves and roots at these

salinities were similar to values obtained at control treatment. At hypersalinity treatments, a

lower mortality on seedlings (≤ 40 %) was detected, but these seedlings had less number of

blades, shorter length and shorter roots too. This suggests that once Posidonia oceanica

seedlings survive to low salinities (25-35 psu), they are relatively more tolerant to

hyposalinity, while seedling survival was greatest at the highest salinities but showing a lower

development, which finally may reduce its survival at longer exposure times than tested here.



The effect of high salinity on blade development is essential since the leaf system will

be the responsibility of the photosynthesis maintaining the seedling once its seed reserves are

finished (Belzunce et al., 2005, 2008). Furthermore, to these negative effects of elevated

salinity on the seedling leaf system, we must add a reduction on the root system too. This

effect is also important since the establishment and fixation of the seedlings depend on it in

the first phases (Belzunce et al., 2008), thus any reduction on the root's development may

cause a decline in the number of seedlings settled in the field.

This reduction of the seedling root and leaf biomass may be explained by the toxicity

of elevated salinities on meristematic tissues or by a decrement on the photosynthetic activity

(Zhu, 2001), since in a recent work it has been confirmed the importance of photosynthesis at

seedling stage to compensate the respiration and to avoid exhaustion of the seed starch

reserves (Celdrán and Marín, 2011).

Tolerance to salinity variations also may differ significantly between young and grown

plants (Hootsmans et al., 1987; Tyerman, 1989), with young stages, such as seeds and

seedlings, being more sensitive to stressors than adult ones. This has been observed with adult

Amphibolis antarctica that tolerates high salinities (58-70 psu) in Shark Bay (Walker, 1985;

Kendrick et al., 1988), while Walker and McComb (1990) observed that A. antarctica

seedlings performed unsuccessfully at 65 psu. Phillips et al. (1983) also found that seed

germination in Z. marina was increased, reducing the salinity of the environment in which the

plant grew. In a study with Posidonia oceanica, Balestri et al. (1998 a) found that the salinity

of a seawater medium seemed supra-optimal for its germination, indicating that Posidonia

seed germination may have a different salinity range than mature shoots growth. Other studies

found that young plants often adapt to salinity variations, as do older plants. Kahn and Durako

(2006) found that Thalassia testudinum seedling survival and development was similar to

ranges reported by previous works involving adult T. testudinum shoots, with a significant

reduced growth at hypo- and hypersaline conditions (Zieman, 1975; Doering and

Chamberlain, 1998; Lirman and Cropper, 2003).

In the present study, we observed an analogous situation; the optimum salinity range

observed here for seedlings was coherent with that obtained by previous laboratory and field

studies done with mature Posidonia oceanica shoots, with a decreased growth and survival

under hypersaline conditions (Fernández-Torquemada and Sánchez-Lizaso, 2005; Gacia et al.,

2007; Ruiz et al., 2009). From these researches, it can also be suggested that once P. oceanica

seeds germinated, they could grow better under freshwater conditions than under hypersaline



conditions, although the lowest salinity tested was 25 psu. So the absence of P. oceanica from

the influence of the freshwater pulses from rivers is probably not due to low salinity and it

may be related to other factors.

Nevertheless, given the low frequency and low exit of sexual reproduction in

Posidonia oceanica (Caye and Meinesz, 1984; Balestri and Cinelli, 2003), although the

elevated importance of this mechanism for genetic diversity and population maintenance

(Buia and Mazzella, 1991; Procaccini and Mazzella, 1998) and given the very slow vegetative

growth and recovery of adult plants (González-Correa et al., 2005), salinity effects on

germination and seedling development of this species may be crucial.

Our study suggests that the hypersalinities, such as those associated to a desalination

plant discharge, may negatively influence the distribution of P. oceanica meadows and could

decrease the recruitment and expansion of this species into brine-affected areas. Our data are

also in agreement with the previous salinity thresholds established to minimize the impact of

brine discharges from desalination plants on the Western Mediterranean sea (Sánchez-Lizaso

et al., 2008). Moreover, the present study is focused solely on the effects of salinity on

Posidonia young stages, and future studies should therefore investigate the effects of increases

in salinity in combination with other important environmental factors, such as temperature or

pH, that can vary interacting on the habitat of this species.

Responses of two Mediterranean seagrasses to

experimental changes in salinity

CHAPTER 4

Publicado en: Fernández-Torquemada, Y., Sánchez-Lizaso, J.L. 2011. Responses of two Mediterranean seagrasses to experimental changes in salinity. Hydrobiologia 669, 21-33.



ABSTRACT

The aim of the present study is to examine the effects of variations in salinity levels on

growth and survival of two fast-growing Mediterranean species, Cymodocea nodosa and

Zostera noltii. We also tested the capacity of C. nodosa to acclimate to gradual increases in

salinity and how it responds to a sharp rise in salinity in combination with other factors, such

as increases in temperature, seasonality and different plant-population origins. Several short-

term (10 days) experiments were conducted under controlled conditions. For each experiment,

ten marked shoots were placed in 5 L aquaria, where they were exposed to different salinity

treatments (ranging from 2 to 72 psu). Growth and survival of both species were significantly

affected by salinity. Maximum leaf growth occurred at salinity levels between 16 and 41 psu

for C. nodosa, and between 2 and 41 psu for Z. noltii. Cymodocea nodosa plants sustained

considerable mortality at salinities below 17 and above 50 psu, with 100 % mortality at 56

psu, with Z. noltii recording maximum survival rates (> 90 %) at salinities of 2-43 psu. It was

also detected a significant interaction between salinity and temperature on the shoot growth

rate of C. nodosa, but not on shoot mortality. When C. nodosa plants were acclimated by

gradually increasing the salinity level, it was observed that acclimatisation improved tolerance

to salinity changes. A different response to salinity variations, depending on the origin of the

plants or the season of the year, was also detected. Under these laboratory conditions, it was

detected that Western Mediterranean Z. noltii plants tolerate conditions of hyposalinity better

than C. nodosa from the same region, although both species were very sensitive to increases

in salinity. It was also observed that the tolerance range of C. nodosa may change depending

on the temperature, the season or the population. Needless to say, our results suggest that both

seagrasses are more tolerant to increases in salinity than Posidonia oceanica, but could also be

adversely affected by brine discharges from seawater desalination plants if these are not

sufficiently diluted.



RESUMEN

El objetivo del presente estudio es examinar los efectos de las variaciones en los niveles de

salinidad en el crecimiento y supervivencia de dos angiospermas marinas de rápido

crecimiento del Mar Mediterráneo, Cymodocea nodosa y Zostera noltii. También

investigamos la capacidad de C. nodosa de aclimatarse a incrementos graduales de la

salinidad y como responde a un aumento rápido en la misma, en combinación con otros

factores, como incrementos en la temperatura, la estacionalidad y diferentes poblaciones de

origen de las plantas. Se realizaron varios experimentos de corta duración (10 días) en

condiciones controladas. Para cada experimento, se colocaron diez haces marcados en

acuarios de 5 L, donde fueron expuestos a diferentes tratamientos de salinidad (desde 2 a 72

ups). El crecimiento y la supervivencia de ambas especies fueron afectados significativamente

por la salinidad. El máximo crecimiento foliar se dio entre 16 y 41 ups para C. nodosa, y entre

2 y 41 ups para Z. noltii. Los haces de C. nodosa sufrieron una considerable mortalidad a

salinidades menores de 17 ups y mayores de 50 ups, con un 100 % de mortalidad a 56 ups,

mientras que Z. noltii registró la máxima supervivencia (< 90 %) a salinidades de entre 2 y 43

ups. También se detectó un efecto combinado entre la salinidad y la temperatura en la tasa de

crecimiento foliar de C. nodosa, pero no en la mortalidad de los haces. Cuando las plantas de

C. nodosa se aclimataron mediante un incremento gradual de la salinidad, se observó que

dicha aclimatación mejoró su tolerancia a los cambios de salinidad. También se detectó una

respuesta distinta a las variaciones de salinidad dependiendo del origen de las plantas o de la

época del año. Los resultados también indicaron que las plantas de Z. noltii toleran las

condiciones de hipersalinidad mejor que las de C. nodosa, y que el rango de tolerancia de esta

última especie depende de la temperatura, la estacionalidad o la población. En cualquier caso,

nuestros resultados sugieren que ambas angiospermas son más tolerantes a los incrementos de

salinidad que Posidonia oceanica, pero que también se podrían ver afectadas por los vertidos

de plantas desalinizadoras si no se diluyen suficientemente.



1. Introduction

Seagrasses have evolved from continental angiosperms that have returned and adapted

to life in completely submerged saline environments (den Hartog, 1970), which they are able

to tolerate as a result of various biochemical, physiological and morphological adaptations

(Jagels, 1973; Tyerman, 1989; Arai et al., 1991; Pak et al., 1995; Fukuhara et al., 1996;

Fernández et al., 1999; Touchette, 2007). These mechanisms have allowed seagrasses to occur

naturally in various aquatic environments with different salinity values, including brackish

and oceanic waters (Walker, 1985; Adams and Bate, 1994; Tomasko and Hall, 1999), and

from almost stable to a more fluctuating environment.

To date, studies examining salinity influence or tolerance in seagrasses have focused

mainly on estuarine species, which can be exposed to a wide range of salinity levels, due to

seasonal and natural variations occurring in their habitat (Wortmann et al., 1997; Benjamin et

al., 1999; Kamermans et al., 1999). Results from these works have shown that alterations to

salinity levels can affect plant metabolism, growth, reproduction, survival and distribution

(McMillan and Moseley, 1967; Zieman, 1975; Walker and McComb, 1990; Montague and

Ley, 1993; Hillman et al., 1995; Ramage and Schiel, 1998; Vermaat et al., 2000; Chesnes and

Montague, 2001). However, in marine environments, salinity is considered an approximately

constant factor, so any alteration to salinity levels may lead to significant disturbances to open

water seagrasses that are expected to be more stenohaline species. Salinity values in the

Mediterranean Sea are not naturally subjected to large and rapid fluctuations. However, some

Mediterranean coastal areas are currently exposed to anthropogenic alterations in salinity

levels caused by the discharge of brine effluents from desalination plants (Fernández-

Torquemada et al., 2005 a, 2009; Gacia et al., 2007). These brine discharges have high

salinity levels (40-70 psu), and sometimes a relatively high temperature and low pH

(Lattemann and Höpner, 2003), so these and other environmental conditions occurring at the

same time may have an interaction with increased salinity levels.

Previous studies have shown that the endemic species Posidonia oceanica is quite

sensitive to increases in salinity levels (Fernández-Torquemada and Sánchez-Lizaso, 2005;

Gacia et al., 2007; Sánchez-Lizaso et al., 2008), but little information exists with regard to the

response and tolerance of other Mediterranean seagrasses, such as Cymodocea nodosa and

Zostera noltii. C. nodosa and Z. noltii are relatively small and fast-growing seagrasses with



similar behaviour and ecology, but different geographical distribution. Whereas C. nodosa is a

common species in the Mediterranean and the Eastern Atlantic, from South Portugal to

Senegal and around the Canary Islands (den Hartog, 1970), Z. noltii is widespread along the

European Atlantic coastline from Sweden to Mauritania, but is not common in the

Mediterranean Sea. C. nodosa may also show a wider depth distribution (ranging from the

intertidal to 33-35 m deep) than Z. noltii, which has a narrower vertical distribution (Drew,

1978; Vermaat et al., 1993; Reyes et al., 1995). On the other hand, both species have a high

tolerance to a variety of environmental conditions, such as irradiance changes, seasonal

temperature fluctuations and different nutrient concentrations (Phillips and Meñez, 1988;

Marbà et al., 1996 b), and can become established on a wide range of substrata, from sandy to

muddy pristine as well as degraded coastal sites (Peduzzi and Vukovič, 1990; Pavón-Salas et

al., 2000; Charpentier et al., 2005). As the habitat preferences and environmental limits of C.

nodosa and Z. noltii are very broad, these species can be expected to have higher salinity

tolerance levels than P. oceanica. Throughout their distribution, both seagrasses can be found

forming mixed meadows in areas where salinity values differ from marine conditions, such as

estuaries and coastal lagoons (den Hartog, 1970; Mazzella et al., 1993; Vermaat et al., 2000;

Greve and Binzer, 2004). Based on their field distribution, C. nodosa and Z. noltii have been

classified as euryhaline species (den Hartog, 1970) although it is expected that individuals of

both species, that currently occur in coastal Mediterranean waters, will have a different

salinity tolerance to those from other populations occurring in habitats with greater

fluctuations in salinity.

On the other hand, salinity tolerance in both species cannot be easily inferred from these

field data, as the salinity range of normal growth and development for a species is usually

narrower than its real tolerance limits (Kinne, 1964), and there can be multiple stressors in the

field affecting the behaviour and distribution of a species. As a result, controlled experimental

studies are needed to gather significant information about the environmental tolerance of a

species. There are some experimental studies that refer to the effects of salinity variations on

these seagrasses (Caye and Meinesz, 1986; Hootsmans et al., 1987; Loques et al., 1990; Caye

et al., 1992; Vermaat et al., 2000; Pagès et al., 2010). Most of these works have focused on

the role that reduced salinity levels play in seed germination. Caye and Meinesz (1986)

demonstrated that they could induce C. nodosa seed germination at any time of the year by

reducing the salinity and with a temperature between 20 and 25ºC. These authors observed

that seeds generally do not germinate at a salinity level of 38 psu, and the few that germinated

did so very slowly (over months). Furthermore, seedlings that had germinated at lower



salinity levels (15-30 psu) were the only ones that continued to develop. Other studies have

demonstrated that low salinity levels also stimulate Z. noltii seed germination (Hootsmans et

al., 1987; Loques et al., 1990). Vermaat et al. (2000) carried out an experiment with adult Z.

noltii plants from two separate populations that were exposed to 15 and 35 psu and the day-

length regimes of two seasons, and observed that both populations suffered high mortality at

35 psu. In a recent paper, Pagès et al. (2010) estimated that C. nodosa was tolerant to

moderate salinity increases (44 psu), while apparently only sublethal effects appeared at 54

psu, but they only studied four salinity treatments.

The first aim of the present study is to redress the lack of existing information on the

tolerance of Cymodocea nodosa and Zostera noltii to salinity changes and to establish their

possible range of salinity tolerance. Several experiments of a short duration (10 days) were

conducted under controlled conditions to estimate shoot growth rate and survival in both

species when exposed to different levels of salinity. A more thorough study of C. nodosa was

also carried out to prove the effect of other factors associated with the discharge of

desalination brine on this species. We thus tested the capacity of C. nodosa to acclimate to

gradual increases in salinity and its response to sharp rises in salinity combined with other

factors or conditions, such as temperature increases, seasonality and different plant

populations.


2.1. Plant material

Cymodocea nodosa and Zostera noltii shoots were carefully collected by SCUBA

diving from a mixed shallow meadow (2 m depth) at Almadraba Beach (Alicante, SE Spain,

Fig. 1). Plants of a similar size and vitality were transported to the laboratory in a cooler

containing ambient seawater from the sampling site (average salinity of 37.5 psu). Once

transferred to the laboratory, the shoots were marked using a modified Zieman method (1974)

and placed in plastic 5 L aquaria with sediment at different treatments for 10 days.



Figure 1. Situation of the two different seagrass meadows where plants for the present work were collected.

2.2. Experimental design

Six sets of experiments were conducted in aquaria under environmentally controlled

conditions, with a daylight regime of 12 h of light and 12 h of darkness, and an average

daytime underwater photon flux of 30 μmol quanta m-2 s-1 (measured with a LiCor 193 SA

spherical quantum sensor), that is approximately the environmental light intensity observed in

the plants sampling site (Almadraba Beach, Alicante; 38º22’N, 0º26’W). For each

experiment, three aerated aquaria (replicates) were assigned per treatment. With the exception

of experiment VI, ten plants were placed in each aquarium with no acclimation period, in

order to simulate sudden increases in salinity. In all the experiments carried out, temperature

and salinity were measured daily using a conductimeter (model 1230, Thermo Orion), and

salinity values were adjusted when necessary. Control-treatment salinity was the level



measured in the area where the plants were collected (with a range of 36.8 to 38.1 psu, and an

average of 37.5 psu). Increased salinity treatments were similar to hypersalinity values

associated with a desalination brine discharge (Fernández-Torquemada et al., 2005 a, 2009)

and were prepared by adding natural salt produced by Santa Pola saltworks from seawater

concentrate to ambient coastal seawater, while lower salinities were obtained by diluting

seawater with freshwater. Once the aquaria were filled with treatment water, they were placed

in a larger water-filled container, to keep temperatures as constant as possible during each

experiment.

Leaf growth was measured, by using a hypodermic needle for C. nodosa or by using a

water-insoluble marking pen for Z. noltii, as a daily elongation rate (cm2 shoot-1 day-1), and

mortality as a percentage of dead shoots per aquaria at the end of each experiment. Shoots

were considered dead when leaves died back and rhizomes and roots were totally degraded. In

order to compare the results from selected experiments, some leaf growth rates were reported

as a percentage relative to the growth obtained for the control plants.

The following section details the objectives, experimental design and methodology of

the different experiments carried out.

Experiment I. Salinity tolerance of Zostera noltii: To evaluate the effect of salinity on

shoot growth rate and survival of Z. noltii, three consecutive and different tests of a short

duration (10 days) were carried out during the summer period (July and August, temperature

≈ 25-27ºC), working with a wide range of salinities (21 different treatments between 2 and 72

psu, each one replicated in three independent aquaria).

Experiment II. Salinity tolerance of Cymodocea nodosa: This study was designed to

evaluate the effect of different salinity levels on shoot growth rate and survival of C. nodosa.

For this experiment five short-term (10 days) assays were carried out during spring and

summer months (April-July, temperature ≈ 22-25ºC), with 27 different salinity levels ranging

from 2 to 72 psu (each salinity treatment replicated in three aquaria).

Experiment III. Seasonal response of C. nodosa to increases in salinity: The aim of this

experiment was to detect a possible seasonal variation of the response by C. nodosa to

hypersalinity (control, 42, 47 and 52 psu). Increased salinity experiments (10 days) were

carried out at two different times of the year. Winter time (20-30 January, temperature ≈

15ºC) was selected because of the reduced growth rate of C. nodosa during this season,



compared with summer (5-15 July, temperature ≈ 25ºC), when, due to the accumulation of

sucrose and starch and increases in irradiance and temperature, the species shows a higher

rate of development.

Experiment IV. Salinity and temperature interaction effects on C. nodosa: This

experiment of 10 days was carried out to examine the synergistic effects of increases in

temperature and salinity. Control aquaria were maintained at 20ºC seawater temperature

during that period (spring, March), while, for the other aquaria, a commercial heater was used

with a thermostat to increase the temperature to 25ºC, representing summer temperatures in

their natural environment. Within each temperature regime (20ºC and 25ºC), four salinity

treatments were tested to represent an increase in this variable: 37 (control), 43, 48 and 53

psu.

Experiment V. Differences between Cymodocea nodosa populations: This experiment

was performed during 10 days in August (temperature ≈ 27ºC) to determine whether the

response of this species to changes in salinity can vary between individual plants from two

populations adapted to different conditions. The survival rates and shoot growth rate among

two C. nodosa populations were compared: one from the Western Mediterranean Sea

(Alicante; 38º22’N, 0º26’W) and another from a near coastal lagoon located in Southeast

Spain (Mar Menor, Murcia; 37º48’N, 0º46’W; Fig. 1) with a higher salinity level (42-47 psu).

The salinity levels applied were 37 psu (the ambient level at the Mediterranean sampling site),

44 psu (the level at the lagoon when and where the plants were collected), 47 and 50 psu.

Experiment VI. Acclimation vs. acute increases in C. nodosa: The aim of this

experiment, also performed during August (temperature ≈ 26ºC), was to determine whether

the acclimation of Cymodocea nodosa to gradual salinity variations allows for a greater

tolerance to osmotic stress than an instantaneous transfer, as occurs with other seagrass

species (Ralph, 1998). In some treatments, plants were acclimated in their respective aquaria

to three different salinity levels (42, 47 and 52 psu) in a stepwise manner (2.5 psu per day) up

from the habitat salinity of 37 psu, reaching the maximum salinity after 2 (42 psu), 4 (47 psu)

and 6 days (52 psu). In other treatments, plants were subjected to sudden increases in salinity

(also 42, 47 and 52 psu), as performed in previous experiments. Finally, all plants were

subjected to these salinity treatments during ten days.




One-way ANOVA was used in experiments I and II to test for differences in mortality

among the different salinity treatments used (including one as control). Nested ANOVA was

used in the same experiments to test differences in shoot growth rate, with salinity considered

as a fixed factor replicated in three aquaria (random factor and nested within salinity) and

with ten marked shoots (replicates). In the rest of the experiments, an orthogonal factor was

added (temperature, original population, seasonality or acclimation) to determine possible

interactions between salinity and these factors. Homogeneity of variance had been previously

verified using the Cochran test (Underwood, 1997). The data were log-transformed if

normality was not verified.

When analysis of variance identified a significant difference for any factor, the multiple

comparison post-hoc test SNK (Student-Newman-Keuls) was applied to determine specific

treatment differences. All calculations were performed using the GMAV.5 program

(University of Sydney, Underwood and Chapman, 1997), with a minimum significance level

established at p < 0.05.

3. Results

The growth and survival of Zostera noltii were both significantly affected by water

salinity (Fig. 2). Shoot growth rate was considerably affected at higher salinities, but not at

reduced salinities (Fig. 2). SNK test results revealed that elongation rates were similar and

maximal at 2-41 psu, decreasing significantly from 42 to 52 psu (p < 0.05). No growth was

observed at 57 psu and higher. Hypersalinity also affected the mortality rate of this species

(Fig. 2). Z. noltii plants sustained considerable mortality at salinity levels above 43 psu (>

16.7 %), reaching 50 % at approximately 50 psu and 100 % mortality at 57 psu and higher.

Salinity also had a strong effect on leaf elongation rate and mortality in Cymodocea

nodosa (Fig. 3). The relationship between shoot growth rate and salinity was bell-shaped (Fig.

3), with a distinct peak at 30-39 psu, and a significant reduction at salinity levels higher than

41 psu or lower than 16 psu. Mortality showed an opposite pattern (Fig. 3), with a minimum

value at the control salinity level. Shoot mortality remained lower than 50 % at salinity levels

of less than 50 psu, but increased sharply above this level. All plants died when exposed to

freshwater (0 psu) and to the highest salinity concentrations tested (≥ 57 psu).



Figure 2. Zostera noltii leaf growth (relative to the growth of the control plants) and mortality percentage at different salinity levels (bars represent standard errors).



Figure 3. Cymodocea nodosa leaf growth (relative to the growth of the control plants) and mortality percentage at different salinity levels (bars represent standard errors).



The C. nodosa response to salinity increases during the two seasons studied (winter and

summer) showed a significantly different behaviour (Fig. 4). The life cycle of this species is

strongly marked by seasonality (Pérez and Romero, 1992), with the result that in summer, the

plants presented a significantly (p < 0.001) higher leaf growth (0.1963 cm2 d-1 shoot-1) than in

winter (0.0352 cm2 d-1 shoot-1). To compare the data obtained from the two seasons, the

results were expressed as a percentage relative to the growth obtained at the control treatment

(Fig. 4). Here, two-way ANOVA showed a significant interaction between salinity and the

season of the year in which the experiment was carried out (Table 1).

Figure 4. Leaf growth per shoot, relative to the growth of the control plants, and mortality percentage of C. nodosa plants at different salinity levels during summer and winter (bars represent standard errors).



Table 1. Summary of the two-way ANOVAs testing the effects of different salinity treatments combined with other factors or conditions on C. nodosa shoot growth rate and shoot mortality.

Experiment Source of variation Leaf elongation Mortality

df MS Fp df MS Fp

Exp. III Salinity Season of year Salinity*Season Aquaria(Sal*Season) Residual

7 1 7

32 432

0.0329 0.7594 0.0179 0.0065 0.0028

5.08***

117.47***

2.77*

2.31***

7 1 7

32

723.81 3333.33

280.95

197.91

3.66**

16.84**

1.42ns

Exp. IV Salinity Temperature Salinity*T Aquaria(Sal*T) Residual

3 1 3

16 216

0.0404 0.0318 0.0031 0.0004 0.0006

94.32***

74.24***

7.16**

0.75ns

3 1 3

16

6700.00 600.00 277.78

162.50

41.23***

3.69ns

1.71ns

Exp. V Salinity Population Salinity*Pop. Aquaria(Sal*Pop.) Residual

3 1 3

16 216

0.0003 0.0010 0.0001 0.0000 0.0000

5.73**

21.75***

1.32ns

1.41ns

3 1 3

16

1181.94 2204.17

604.17

212.50

5.56**

10.37**

2.84ns

Exp. VI Salinity Acclimation Salinity*Ac. Aquaria(Sal*Ac.) Residual

3 1 3

16 216

0.0602 0.0490 0.0060 0.0081 0.0033

7.40**

6.02*

0.73ns

2.46**

3 1 3

16

1693.06 2204.17

293.06

208.33

8.13**

10.58**

1.41ns

ns: non significant, * p<0.05, **p<0.01, *** p<0.005

Subsequent SNK post-hoc tests indicated that in summer, C. nodosa shoot growth rate

was significantly higher at the control salinity level than at the other salinity treatment levels,

whereas in winter, higher salinity (51 psu) is the only level that differs from the rest (Fig. 4).

It was also observed that the effects of increased salinity on C. nodosa mortality was more

evident in summer than in winter (Fig. 4), although no significant interaction was found

between seasonality and salinity (Table 1). Shoot mortality was generally lower (≤ 20 %) in

winter, with higher mortality rates observed in summer (53.3 % at 51 psu).



Figure 5. Cymodocea nodosa shoot growth rate (cm2 day-1 shoot-1) and shoot mortality (%) at different salinity levels and temperatures (bars represent standard errors).

ANOVA revealed a significant effect of the interaction between temperature and

increased salinity on the leaf growth of this species (p < 0.01). Plants subjected to salinity

levels between 37 and 48 psu showed greater shoot growth rates at the highest temperature

(25ºC), but when salinity was increased to 53 psu, the increase in temperature did not affect

leaf growth (Fig. 5). Although no interaction was found for mortality data (Table 1),

mortalities associated with increases in salinity were lower at 25ºC (Fig. 5). In fact, in this

experiment only salinity had a significant effect on the survival of C. nodosa shoots. Among

the four salinity treatments, the highest mortality rates occurred at 53 psu (63.3-86.7 %),

followed by 48 psu (20-40 %), with significantly lower values at 37 and 43 psu (3.3-6.7 %).



Figure 6. Shoot growth rate (cm2 day-1 shoot-1) and mortality percentage of C. nodosa plants from two different populations exposed to different salinity levels (bars represent standard errors).

Analysis of variance also showed significant differences in the response to salinity

among the populations studied (Table 1). Individuals from the Mar Menor presented greater

shoot growth and survival rates than those from the Mediterranean Sea (Fig. 6). Similar shoot

growth and survival was observed in plants subjected from 37 to 47 psu, with significantly

lower values reported at 50 psu. On the other hand, although no significant interaction was

observed, plants from the Mediterranean Sea exposed to 50 psu clearly showed lower growth

and survival rates than those from the Mar Menor at the same salinity treatment (Fig. 6).



Figure 7. Shoot growth rate (cm2 day-1 shoot-1) and shoot mortality (%) of C. nodosa plants acclimated to salinity increases (2.5 psu day-1) versus plants subjected to sudden salinity increases (bars represent standard errors).

On the other hand, C. nodosa shoots acclimated to gradual increases in salinity (2.5 psu

per day) showed higher shoot growth rates at the four salinity treatments studied than those

not subjected to acclimation (Fig. 7). No dead shoots were found at the control salinity level.

Moreover, at high salinity levels, the mortality rate was higher for plants exposed to abrupt

salinity changes, although ANOVA did not detect any significant interaction.



4. Discussion

4.1. Effects of salinity on shoot growth rate and survival of C. nodosa and Z. noltii

Under these laboratory conditions, Zostera noltii was found to be more tolerant of

conditions of hyposalinity than Cymodocea nodosa was, but both species were sensitive to

increases in salinity. These experiments showed significant decreases in shoot growth rates in

both seagrasses at salinity levels higher than 41 psu. A decrease in leaf growth was also

observed at salinity levels lower than 15 psu for Cymodocea nodosa, whereas Z. noltii plants

were found to be highly tolerant to salinity levels as low as 2 psu, which was the lowest

salinity treatment tested for the 10-day period. This tolerance to low levels of salinity has also

been found for other seagrasses, such as Amphibolis antarctica and Posidonia sinuosa, which

can be highly tolerant to short-term reductions in salinity, even as low as 0-1 psu (Westphalen

et al., 2005). The relationship between leaf growth and salinity was well described by a bell-

shaped curve for C. nodosa, and by a sigmoid curve for Z. noltii, with maximum values

recorded around ambient salinity levels. Similar responses, but with different relationships

between salinity and plant growth, have been observed in several seagrasses (McMillan and

Moseley, 1967; Walker, 1985; Walker and McComb, 1990; Kamermans et al., 1999)

probably due to adverse effects on the meristematic tissues, interferences with carbon

metabolism or negative alterations in the photosynthetic and respiratory rates (Ogata and

Matsui, 1965; Biebl and McRoy, 1971; Kraemer et al., 1999).

Mortality values for C. nodosa were significantly lower for salinity levels between 17

and 48 psu, with all plants dying at salinity levels of more than 56 psu. For Z. noltii, mortality

was significantly lower at salinity levels below 47 psu, with 100 % mortality at salinity levels

above 56 psu. Previous studies have confirmed that salinity variations may affect seagrass

survival under experimental conditions (Biebl and McRoy, 1971; Pinnerup, 1980; Vermaat et

al., 2000; Fernández-Torquemada and Sánchez-Lizaso, 2005; Fernández-Torquemada et al.,

2005 b), as well as in their natural habitats (Robblee et al., 1991; Wortmann et al., 1997;

Kamermans et al., 1999; van Katwijk et al., 1999). Water salinities outside the tolerance range

of a species may alter its metabolism and therefore cause direct death of the plant at very

extreme levels (McMillan and Moseley, 1967; Adams and Bates, 1994), or death in the long

term if causing starch-reserve depletion (Biebl and McRoy, 1971; Kerr and Strother, 1985).



These results are also in accordance with the field distribution of both seagrasses. Z.

noltii is known to colonise estuary and delta areas with a higher influence of freshwater inputs

than C. nodosa (Vermaat et al., 2000; Greve and Binzer, 2004). Our data are also coherent

with the known colonisation of these species in the Mar Menor, a coastal lagoon located in

the southeast of Spain. Until the end of the 19th century, this lagoon contained very high

salinity levels (60-70 psu) that prevented it being colonised by macrophytes. However, a

subsequent connection was established between the lagoon and the Mediterranean Sea,

causing salinity to drop to the current levels (42-47 psu), allowing for the existing seagrass

meadows to become established (Pérez Ruzafa et al., 1987).

It should be emphasised that all these experiments were carried out under controlled

aquarium conditions and in short periods of time (10 days), so the response observed here

could differ to the one observed in the natural environment. However, Walker and McComb

(1990) compared the effect of salinity variations on the growth of a tropical seagrass, both in

situ and in aquaria, and found that its tolerance was similar in both cases. In the present study,

aquaria experiments were also performed under low light levels (30 μmol quanta m-2 s-1), but

higher environmental light levels could imply a lower mortality or higher growth of plants

under stressing salinity treatments, because those plants could be subjected to an additional

co-stressor, the low light level. Moreover, we only worked with growth and survival of those

species, and no information about photosynthesis or other descriptors is given. On the other

hand, this study focussed solely on the effects of increases in salinity on the growth and

survival of adult shoots, and the sensitivity to environmental variations may differ

considerably between seedlings and adult plants, with young stages typically being more

sensitive to stressors than adult ones. Future studies should therefore investigate the effects of

increases in salinity, together with variations in other conditions, on seedling development

and seed germination of these species.

Nevertheless, if we compare the results obtained here for Cymodocea nodosa and Z.

noltii with those obtained for P. oceanica (Fernández-Torquemada and Sánchez-Lizaso,

2005), it can be observed that these species were able to tolerate a wider range of salinity

levels than P. oceanica. This is coherent with the fact that C. nodosa and Z. noltii are smaller

and much more plastic species, with a higher capacity to adapt to environmental changes and

recover from slight disturbances (Pérez et al., 1994; Kraemer and Mazzella, 1999).



4.2. Interactions of salinity with other factors on Cymodocea nodosa

Previous experiments have demonstrated the sensitivity of C. nodosa to salinity

variations in the short-term (10 days), but tolerance to salinity may also depend on other

environmental or intra-specific factors. Other works have demonstrated that osmotic stress

could modify the sensitivity of some seagrasses to other environmental conditions, such as

temperature or pH increases, light levels or eutrophication (Biebl and McRoy, 1971; Ralph

1999; van Katwijk et al., 1999; Vermaat et al., 2000).

Mediterranean seawater temperatures vary considerably between seasons, but rapid

temperature increases may be linked to brine discharges from certain desalination plants. For

example, brine discharges from multi-stage flash desalination plants can cause increases of

15ºC in the seawater temperature in the receiving environment (Latteman and Höpner, 2003).

On the other hand, brine discharges from reverse osmosis desalination plants do not imply

temperature increases, though it has been observed that in some of these facilities and during

certain periods of the year, the temperature of the effluent can produce a slight increase in that

of the receiving environment (Fernández-Torquemada et al., 2005 a).

Temperature is considered an important abiotic factor that controls the production,

growth and survival of a species (Drew, 1979), and it has been demonstrated that its influence

on the metabolism of marine plants modifies their capacity to adapt to changes in other

environmental factors, such as illumination or salinity (Zieman, 1975). Plant growth is most

affected by light and temperature (Philippart, 1995; Marbà et al., 1996 b), and when these

parameters are close to a species’ optimum values, this species will tolerate a broader range of

salinity levels (Kirst, 1989). It is known that in several species of algae, such as Macrocystis

integrifolia, Alaria esculenta and Cladophora rupestris, tolerance to saline stress is reduced at

extreme levels within their temperature tolerance range (Druehl, 1981; Dring, 1992; Thomas

et al., 1988). In seagrasses, Biebl and McRoy (1971) found an increase in plasmatic heat

resistance with increasing levels of salinity for subtidal forms of Zostera marina, and Vermaat

et al. (2000) observed increased mortality in Z. noltii when the temperature reached 20°C at

higher experimental levels of salinity. Thorhaug and Marcus (1981) indicated that four

seagrass species were less tolerant to low salinity levels at temperature above 29ºC. The

present work has also observed a significant interaction between the two factors. For salinities

ranging from 37 to 48 psu, C. nodosa plants possessed a higher growth rate at the highest

temperature (25ºC), but when the salinity was increased to 53 psu, the increase in temperature

did not have a positive effect on leaf growth. This is probably because the increase in



metabolic activity at high temperatures is insufficient for coping with the stress caused by

high salinity levels.

Cymodocea nodosa is also affected by seasonality, showing minimum growth in winter

due to lower irradiance and temperatures. In this study, it was observed that the salinity

tolerance range of this species may also vary throughout the year. This could be related to

maximum growth and, therefore, the higher energy and metabolic consumption that occur in

summer due to the species’ life cycle that makes more evident salinity effects. In winter,

plants survive with smaller metabolic levels and are more able to resist salinity-related stress.

On the other hand, tolerance can differ considerably at one level of salinity depending

on how such a level is reached. Other studies report that gradual increases in salinity are

usually better resisted than a sudden or rapid rise (Ralph, 1998). In this study, C. nodosa

plants exposed to slower increases of salinity (2.5 psu per day) were able to tolerate changes

in salinity better than plants that had not been acclimated, showing higher rates of growth and

survival.

The capacity of C. nodosa to improve its tolerance to slow increases in salinity can be

explained by an acclimation of plants and some structural or physiological reversible changes

that occur when plants are exposed to stress. But when studying other stresses, it has been

observed that some plant populations exposed to these same conditions during a longer period

may be able to adapt by means of some genetic and irreversible changes (Peralta et al., 2005).

In fact, when conducting one of the experiments comparing the response of Cymodocea

nodosa plants from the Mar Menor lagoon with plants from the Alicante (Mediterranean)

near-shore coast, different behaviours to salinity variations were observed for both

populations. For the Mediterranean population studied, salinity tolerance was narrower than

for the Mar Menor population, as indicated by the high rates of mortality and the significant

reduction in shoot growth rate at 50 psu. Plants from the Mar Menor, meanwhile, showed a

lower sensitivity to increases in salinity, and similar rates of mortality and leaf growth inside

the salinity range studied. Salinity in the Mar Menor lagoon currently ranges between 42 and

47 psu, and Western Mediterranean coasts are at levels of approximately 37 and 38 psu. So

these differences in tolerance to salinity could be explained because, as occurs with other

widespread species, individuals adapt to the different local conditions that occur naturally in

their habitats (Doering and Chamberlain, 1998; Benjamin et al., 1999; Kamermans et al.,

1999; van Katwijk et al., 1999; Vermaat et al., 2000). For example, Kamermans et al. (1999)



and van Katwijk et al., (1999) observed that estuarine Zostera marina individuals did not

tolerate an increase in salinity as well as individuals from a marine population. In other works

performed with C. nodosa, significant differences have also been found in the behaviour of

the seeds of this species in populations from the Golfe Juan Bay in the French Mediterranean

(Caye et al., 1992) and from the Island of Ischia in Naples (Pirc et al., 1986), although these

differences were attributed to the genetic variability of this species inside the Mediterranean

Sea. Consequently, it may be possible that the wide geographical distribution of a species

could imply different tolerances among its populations.

Effects of salinity and possible interactions with temperature

and pH on growth and photosynthesis of Halophila

johnsonii

CHAPTER 5

Publicado en: Fernández-Torquemada, Y., Durako, M.J., Sánchez-Lizaso, J.L. 2005. Effects of salinity and possible interactions with temperature and pH on growth and photosynthesis of Halophila johnsonii Eiseman. Marine Biology 148, 251-260.



ABSTRACT

The effects of salinity, temperature, and pH variations on growth, survival, and

photosynthetic rates of the seagrass Halophila johnsonii Eiseman were examined. Growth and

survival responses to salinity variation were characterized by aquarium experiments in which

plants were exposed to seven different salinity treatments (0, 10, 20, 30, 40, 50 and 60 psu)

during 15 days. Photosynthetic behavior was assessed for short-term salinity changes (1-15 h)

by incubation experiments in BOD bottles and by measuring photosynthesis versus irradiance

(PI) responses in an oxygen electrode chamber. In these experiments the possible effects of

interactions between salinity and temperature (15, 25 and 35ºC) or pH (5, 6, 7, and 8.2)

changes were also examined. H. johnsonii growth and survival were significantly affected by

salinity, with maximum rates obtained at 30 psu. Salinity also altered the parameters of the PI

curves. Light-saturated photosynthesis (Pmax) and the photosynthetic efficiency at

subsaturating light () increased significantly up to an optimum of 40 psu, decreasing again at

the highest salinities. Dark respiration rates and compensating irradiance (Ic) showed

minimum values at 40 and 50 psu, while light-saturation point (Ik) was maximum at 30-50

psu. An interaction between salinity and temperature was not found although an increase of

temperature alone produced an increase in , Pmax, respiration rates and Ik. An interaction

between salinity and pH was only found in the Pmax response. In addition, reducing the pH

increased Pmax and significantly. In the BOD bottles experiment a significant reduction in

the dark respiration with decreasing pH was observed, but the opposite tendency was

observed in the photosynthetic rate. These results suggest that the endemic seagrass Halophila

johnsonii could be negatively affected by hypo- or hyper-salinity conditions, although salinity

changes did not seem to alter the tolerance of this species to other environmental factors, such

as temperature or pH.



RESUMEN

En el presente trabajo se examinaron los efectos de las variaciones de salinidad, de forma

individual o junto a cambios de temperatura y pH, en el crecimiento, supervivencia y tasa

fotosintética de la fanerógama marina Halophila johnsonii Eiseman. Las respuestas a la

salinidad del crecimiento y la supervivencia fueron caracterizadas mediante experimentos en

acuarios en los que las plantas fueron expuestas a siete tratamientos distintos de salinidad (0,

10, 20, 30, 40, 50 y 60 ups) durante 15 días. El comportamiento fotosintético se estudio para

breves exposiciones a las salinidades (1-15 h) mediante experimentos de incubación en

botellas de demanda biológica de oxígeno (DBO) y mediante la medida de la respuesta de la

fotosíntesis vs la irradianza (FI) en una cámara con electrodo de oxígeno. En estos

experimentos también se examinaron los posibles efectos de una interacción entre la salinidad

y el pH (5, 6, 7 y 8.2) o la temperatura (15, 25 y 35ºC). El crecimiento y la supervivencia de

H. johnsonii se vieron afectados significativamente por la salinidad, con valores máximos

obtenidos a 30 ups. La salinidad también alteró los parámetros de las curvas de FI. La tasa

fotosintética a irradianza saturada (Fmáx) y la eficiencia fotosintética a irradianza subsaturada

(α) se incrementaron significativamente hasta un óptimo a 40 ups, disminuyendo otra vez a

salinidades elevadas. La tasa de respiración y la irradianza de compensación (Ic) mostraron

valores mínimos a 40 y 50 ups, mientras que el punto de saturación lumínica (Ik) fue máximo

a 30-50 ups. No se detectó una interacción entre la salinidad y la temperatura, aunque de

forma aislada el incremento de la temperatura produjo un aumento en α, Fmáx, Ik y la tasa de

respiración. Únicamente se encontró una interacción entre la salinidad y el pH en la respuesta

de la Fmáx, así Fmáx aumentó con pH 5 a 30 ups. Además al reducir el pH α aumenta

significativamente. En el experimento de incubación en botellas de DBO se observó una

reducción significativa en la respiración con la disminución del pH, pero para la tasa

fotosintética se obtuvo la tendencia opuesta. Estos resultados sugieren que la angiosperma

marina endémica Halophila johnsonii podría verse afectada negativamente por condiciones

hipo- o hipersalinas, aunque las variaciones de salinidad no parecen afectar la tolerancia de

esta especie a otros factores ambientales, como la temperatura y el pH.



1. Introduction

Little is known about the physiological tolerances of Halophila johnsonii (Dawes et al.,

1989; Durako et al., 2003), probably due to its restricted geographical distribution and low

abundance where it appears (Kenworthy, 1997). This species is also characterized by having a

limited reproductive capacity; no male flowers have been observed, thus, sexual reproduction

may not occur. The lack of sexual reproduction and patchy distribution make this species very

vulnerable to anthropic and natural disturbances (Durako and Wettstein, 1994). However, H.

johnsonii has a significant ecological importance; it stabilizes sediments and has a significant

function in nutrient cycling, due to its rapid turnover (Kenworthy, 1997). For all these reasons

it is considered a rare species and it has been the only seagrass catalogued as threatened by

the Endangered Species Act (63 FR 49035) in the USA (Durako and Wettstein, 1994;

Kenworthy, 1997).

Halophila johnsonii inhabits a 200 km segment of the coastal lagoons along the East

coast of Florida, between Sebastian Inlet and north Biscayne Bay. It has been found in a wide

range of environmental conditions, suggesting that it can be considered more eurybiotic than

other species of the same genera (Kenworthy, 1997). Field observations indicate that it occurs

in waters with temperatures ranging from 21 to 36ºC, and salinities between 24.3 and 43 psu

(Eiseman and McMillan, 1980). While in a laboratory experiment Dawes et al. (1989)

reported a maximum photosynthesis for this species at 25-35 psu and 30ºC.

Salinity is a constant factor in the open sea, although it can fluctuates in more closed

environments (lagoons, bays, estuaries, etc.) due to natural freshwater inputs or human

activities such as fresh-water management practices (Montague and Ley, 1993; Kamermans et

al., 1999; Irlandi et al., 2002; Lirman and Cropper, 2003), wastewater disposal, or the

development of seawater desalination plants (Tomasko et al., 1999). Although most

seagrasses can tolerate short-term salinity fluctuations, salinity variations will significantly

affect some of the biochemical processes involved in photosynthesis and growth, determining

the biomass, distribution and productivity of these species (Montague and Ley, 1993; Hillman

et al., 1995; Chesnes and Montague, 2001). Experimental studies on seagrass tolerance to

salinity changes have shown that most species have optimum productivity at around oceanic

salinity (Ogata and Matsui, 1965; McMillan and Moseley, 1967; Biebl and McRoy, 1971;

Drysdale and Barbour, 1975; Hillman et al., 1995; Doering and Chamberlain, 1998). These



investigations have demonstrated that extreme salinity variations can produce negative

alterations of their photosynthetic rate (Biebl and McRoy, 1971; Kerr and Strother, 1985;

Dawes et al., 1987, 1989), metabolism (van Katwijk et al., 1999), reproduction (Ramage and

Schiel, 1998), growth (McMillan and Moseley, 1967; Walker, 1985; Walker and McComb,

1990) and survival (Vermaat et al., 2000).

Along with salinity variability, other important environmental factors can change, such

as temperature or pH, also affecting the distribution and growth of several seagrass species

(Ogata and Matsui, 1965; Biebl and McRoy, 1971; Hillman et al., 1995). Temperature can

alter metabolism or can cause mortality at extreme values (Biebl and McRoy, 1971; Drysdale

and Barbour, 1975; Drew, 1979; Marsh et al., 1986). The principal influence of pH is on the

concentration and form of available carbonates (Invers et al., 1997), which affect the

photosynthesis of marine angiosperms (Beer and Waisel, 1979). Few studies have

investigated the effect of interactions or co-variations of these factors on seagrasses (Biebl

and McRoy, 1971; Dawes et al., 1989; Ralph, 1999).

The main objective of the present work was to determine the responses of Halophila

johnsonii to salinity variations in different laboratory-controlled experiments. Growth and

mortality rates of this species were examined for medium-term exposures (15 days), while

photosynthesis versus irradiance (PI) behavior and respiration were investigated for short-

term salinity changes (1-20 h), including in this case the study of possible interactions with

pH and temperature variations.


2.1. Plant material

Intact vegetative plants of Halophila johnsonii were collected from a shallow bed at

Haulover Park, in northern Biscayne Bay, Florida (USA, 25º55' N; 80º07' W) in 2001. Plants

were transported to the seawater-supplied greenhouse of the Center for Marine Science at

Wilmington (North Carolina) and allowed to acclimate to laboratory conditions for one year

prior to experimentation. By this time, plants exhibited healthy growth in aquariums with a

salinity of 30-33 psu.



In November 2002, H. johnsonii responses to salinity variations were monitored

through two types of experiments, a medium-term series (15 days) in which growth and

survival rates were evaluated at different salinities, and several short-term (1-20 h)

photosynthetic tests in which plants were exposed to rapid salinity changes.

2.2. Growth experiment

Transplant units, consisting of a rhizome segment containing an apical shoot with three

leaf pairs, were selected and placed in individual plastic pots with sandy-mud sediment. The

transplant units were acclimated in 50 L glass aquarium at 30 psu for 24 hours, prior to the

start of the experiment. Transplant units were randomly chosen from the acclimation

aquarium and placed in seven different salinity treatments (0, 10, 20, 30, 40, 50 and 60 psu)

replicated in two well-aerated 50 L glass aquariums. Four transplant units were used per

aquarium. Plants were allowed to acclimate to each 10-psu variation for 3 days, because

previous studies suggest that acclimation to salinity variations permits a greater tolerance to

osmotic stress than an instantaneous transfer (Ralph, 1998).

Control-treatment salinity was 30 psu, considered the average salinity of the waters

where H. johnsonii has been found and it is within the optimal range described for its

photosynthetic rates (Eiseman and McMillan, 1980; Dawes et al., 1989). Increased salinity

treatments were produced by adding Instant Ocean® salt (Aquarium Systems, Ohio, USA) to

seawater, while lower salinities were obtained by diluting seawater with freshwater. Salinity

values in each aquarium were controlled and maintained (± 1.5 psu) during the exposure time.

Temperature during the experiment varied between 25 and 32°C. Light intensity was 500-

1400 µmol quanta m-2 s-1 of PAR during the day (Photosynthetically Active Radiation, =

400-700 nm), measured with a LiCor 193 SA spherical quantum sensor, with a light regime

adjusted to 12 h light and 12 h dark using supplemental natural-spectrum halogen lighting.

Net shoot production was estimated by a marking method, consisting in a fine plastic

fiber placed on the sediment on the same position of the terminal leaf pair of each rhizome

(Short and Duarte, 2001). At the end of the experiment, (duration 15 days) the number of new

leaf pairs produced and the mortality rate were recorded.



2.3. Photosynthetic experiments

In order to estimate the effects of rapid salinity variations, a series of experiments were

conducted to determine acute responses (1-20 h) of photosynthesis and respiration on this

seagrass to a wide range of salinities (from 0 to 60 psu). In addition, a second series of

experiments were conducted to examine possible interactions between salinity, temperature

and pH variations. Experimental salinity media were prepared by adding Instant Ocean salt to

DI water; pH was reduced with H2SO4. Because prolonged exposure times in closed systems

can change the seawater pH, pH was measured at the beginning and at the end of each

incubation.

Net oxygen evolution was measured with a Hansatech oxygen electrode system (Clark

type) calibrated with N2 and air-saturated water. Two randomly-selected leaves of Halophila

johnsonii were placed in the closed reaction chamber with 2 mL of stirred treatment solution

and were allowed to equilibrate in the dark for ten minutes. Before each incubation, water in

the electrode chamber was sparged with nitrogen to reduce the initial oxygen concentration to

about 25 % of saturation, because photosynthesis can be negatively affected by elevated

concentrations of O2 (Beer, 1989). After equilibration, an initial oxygen consumption reading

over a 2-minute interval was made to determine the dark respiration rate. Leaves were then

subjected to fifteen light levels, in increasing order, ranging from 10 to 823 mol quanta m-2

s-1 of PAR, with 1 minute of equilibration between each 2 minute photosynthetic

measurement interval. Irradiance was provided by a two-armed fiber-optical halogen light

source and measured with a LiCor quantum sensor. Temperature was controlled with a

recirculating water bath and maintained at 25ºC as the ambient temperature, but it was

increased (35°C) or decreased (15°C) for the experiments testing interactions between salinity

and temperature. Photosynthetic-irradiance curves were performed in triplicate for each

treatment. Each replicate was randomly chosen during the mid-day portion of the diurnal

cycle (10:00-17:00 h) to minimize endogenous rhythm effects.

The PI curve parameters: the initial slope (), light-saturated gross photosynthesis

(Pmax), light-saturation photosynthesis point (Ik), compensation point (Ic) and respiration rate,

were estimated for each PI run according to Durako et al. (1993). Photosynthetic and

respiration rates were normalized to weight of leaves after drying at 70ºC for 48 h, and were

expressed in mol O2 g-1 dw h-1. Ic and Ik in mol quanta m-2 s-1 and in (mol O2 g-1 dw h-

1)*(mol quanta m-2 s-1)-1.



One photosynthetic experiment was carried out in 310 mL BOD (Biological Oxygen

Demand) glass bottles that contained rhizome segments with four pairs of Halophila johnsonii

leaves. Treatments consisted of two different salinities (30 and 40 psu) with four pH values

(5, 6, 7 and 8.2). Triplicate bottles containing plants and two control bottles (without plants),

were used for each treatment. During the experiment all bottles were placed in a waterbath at

22-25°C. At the beginning and at the end of the incubation period, seawater dissolved oxygen

(DO) was measured using a YSI dissolved oxygen meter (Model 57) and compared to that of

control bottles. Change in DO concentration over a 15 h experimental dark period, coinciding

with the night hours, was used to determine dark respiration. Plants were then exposed to light

(470 mol quanta m-2 s-1 PAR) for 5 h to estimate the photosynthetic rate. We used these

longer incubation times due to the small amount of plant tissue in each bottle (0.0189-0.0377

g dw). At the end of the experiment plants were removed from the bottles, dried at 60ºC for

48 h, and subsequently weighed. Photosynthetic and respiratory rates were expressed in mg

O2 g -1 dw h-1.


Growth and mortality rates were evaluated using a two-factor ANOVA after testing for

homogeneity of variance by Cochran's test (Underwood, 1997). The experimental design

considered salinity to be a fixed factor, with seven treatments (0, 10, 20, 30, 40, 50 and 60

psu) in two different aquariums (a nested and random factor) and with 4 plants (replicates) in

each aquarium, so the linear model of sources of variance was defined as the following:

X ijn = + Salinity i + Aquarium (Salinity) j(i)+ Residual n(ij)

Photosynthetic parameters were evaluated, using a one-way ANOVA to assess salinity

treatment effects (1) or a two-factor orthogonal ANOVA to determine possible interactions

between salinity and temperature or pH (2).

X ijn = + Salinity i + Residual n(ij) (1)

X ijn = + Salinity i + Factorj + Salinity*Factorij + Residual n(ij) (2)

When analysis of variance identified a significant difference for any factor, the post-hoc

test SNK (Student-Newman-Keuls) was applied to determine specific treatment differences.



All calculations were performed using the GMAV.5 program (University of Sydney,

Underwood and Chapman, 1997) with a minimum significance level established at p < 0.05.

3. Results

Leaf production of Halophila johnsonii was affected by salinity. The relationship

between growth and salinity is well described by a hyperbolic curve (Fig. 1), with an

optimum value (0.33 leaves plant-1 day-1) at a salinity of 30 psu, a significant reduction in

higher and lower salinities (Table 1), and no growth at 0 and 60 psu. Mortality showed an

opposite pattern (Fig. 1), with a minimum value (37.5 %) at 30 psu. All plants died when

were exposed to freshwater (0 psu) and to the highest salinity concentration (60 psu).

Table 1. Summary of the ANOVA testing the effects of salinity variations (0-60 psu at 10 psu increments) on growth and mortality of H. johnsonii (** p < 0.01, ns non significant).


Growth

Mortality

Salinity

Aquaria

Error

Salinity

Error

6

7

42

6

7

23.8631

1.6786

7.4405

1339.2857

133.9286

14.22

0.23

10.00

**

ns

*

Salinity also significantly affected the photosynthetic characteristics of this species

(Table 2). All photosynthesis-irradiance curves exhibited a typical response (Fig. 2, 3 and 4),

with a rapid initial linear increase in oxygen release at low irradiances (< 100 mol quanta m-

2 s-1), followed by a saturated photosynthetic rate at higher light intensities (> 200 mol

quanta m-2 s-1). Estimated photosynthetic efficiency at subsaturating light (), maximum

photosynthetic rate (Pmax) and light-saturation point (Ik) showed higher values at salinities

between 30 and 50 psu, with a maximum value at 40 psu for and Pmax (Fig. 5). Pmax was

totally depressed when plants were subjected to a salinity of 0 psu. Respiratory rates were

more elevated at lower salinities (≤ 30 psu), decreasing at 40-60 psu (Fig. 5). The

compensating irradiance (Ic) was maximum in freshwater, but no significant differences were

found for other salinity treatments (Fig. 5).



0

20

40

60

80

100

0 10 20 30 40 50 60

Salinity (psu)

Mo

rtality

(%

)

0

0.1

0.2

0.3

0.4

Gro

wth

(le

aves p

lan

t-1d

ay-1

)

AA

B

B

A

C

B

A AB

CBCD

AD

CBC

Figure 1. Halophila johnsonii growth (leaf production per plant and day) and percent mortality at different salinities. Means with different letters are statistically different at p < 0.05 (bars represent standard error).

Table 2. Summary of the one-way ANOVA testing the effects of salinity variations (0-60 psu at 10 psu increments) on photosynthetic parameters (* p < 0.05, ** p < 0.01, *** p < 0.001).


(mol O2 g-1 dw h-1)* (mol

quanta m-2 s-1) -1

Pmax (mol O2 g-1 dw h-1)

Respiration

(mol O2 g-1 dw h-1)

Ic (mol quanta m-2 s-1)

Ik (mol quanta m-2 s-1)

Salinity

Error

Salinity

Error

Salinity

Error

Salinity

Error

Salinity

Error

6

14

6

14

6

14

6

14

6

14

21.3753

2.0056

98848.62

6115.99

1034.896

235.911

49.5248

7.0358

385.6378

95.4649

10.66

16.16

4.39

7.04

4.04

***

***

*

**

*



-200

-100

0

100

200

300

400

500

600

0 200 400 600 800 1000

Irradiance (µE m-2 s-1)

Pho

tosy

nthe

tic ra

te(µ

mol

es O

2 g-1

dry

wt h

-1)

0 10 20 30 40 50 60Salinity: psu

Figure 2. Photosynthesis vs. irradiance responses of Halophila johnsonii leaves exposed to different salinities. Symbols represent the average of three replicates.

-200

-100

0

100

200

300

400

500

600

0 200 400 600 800 1000


Phot

osyn

thet

ic ra

te(µ

mol

O2

g-1 dr

y w

t h-1

)

Figure 3. Photosynthesis vs. irradiance responses of Halophila johnsonii leaves exposed to different salinities and temperatures. Symbols represent the average of three replicates. Circles represents temperature = 15 °C, triangles T = 25°C and squares T = 35°C. Filled symbols salinity = 30 psu and open symbols salinity = 50 psu.



-200

0

200

400

600

800

1000

0 200 400 600 800 1000


Pho

tosy

nthe

tic ra

te(µ

mol

es O

2 g-1

dry

wt h

-1)

Figure 4. Photosynthesis vs. irradiance responses of Halophila johnsonii leaves exposed to different salinities and pH values. Symbols represent the average of three replicates. Circles represent pH = 5, triangles pH = 6 and squares pH = 8.2. Filled symbols salinity = 30 psu and open symbols salinity = 50 psu.

No interactions between salinity and temperature were observed (Table 3). Pmax, and

Ik were significantly different as a function of temperature, with lower values at 15°C

compared with those obtained at higher temperatures (Fig. 6). Dark respiration was also

significantly affected by temperature, but with a similar response for 15 and 25°C and highest

values for 35°C. Although temperature effects on Ic were not significant, its response patterns

were similar to those of other parameters, increasing with higher temperatures (Fig. 6).



0

2

4

6

8

10

12

14

A

ABAB

B

C

B

AB

0

100

200

300

400

500

600

Pm

ax

A

BB

AAA

C

0

10

20

30

40

50

60

70

80

Res

pir

atio

n

A

AB

AB

A

AB BAB

0

2

4

6

8

10

12

14

16

I c

B

A

B

B

B B

B

0

10

20

30

40

50

60

0 10 20 30 40 50 60

Salinity (psu)

I k AB

AAB

BB

B

AB

Figure 5. Photosynthetic parameters at different salinities ( [moles O2 g-1 dw h-1]* [mol quanta m-2

s-1] -1, Pmax and respiration rate [moles O2 g-1 dw h-1], Ic and Ik [mol quanta m-2 s-1]). Means with different letters are statistically different at p < 0.05 (bars represent standard error).



0

2

4

6

8

10

12

14

A

A

BB

B B

Pm

ax

0

100

200

300

400

500

600

A A

B B

B

B

Res

pir

ati

on

0

20

40

60

80

100

120

140

30 psu

50 psuA

C

A

C

B

D

I c

0

2

4

6

8

10

12

14

B

B

A

A BA

0

10

20

30

40

50

60

15 25 35

Temperature (ºC)

I k

A A

B B

B

B

0

5

10

15

20

25

A

A

AB

AB

B B

Pm

ax

0

100

200

300

400

500

600

700

800 A

BB B

B

B

Res

pir

ati

on

0

20

40

60

80

100

120

30 psu

50 psu

A

A A

AA

A

pH

I k

0

10

20

30

40

50

60

70

80

5 6 8.2

A

A

AAAA

I c

0

2

4

6

8

10

A

B

A

AB

B

Figure 6. Photosynthetic parameters (average and standard error) at different salinities and

temperatures ( [moles O2 g-1 dw h-1]* [mol

quanta m-2 s-1] -1, Pmax and respiration rate [moles

O2 g-1 dw h-1], Ic and Ik [mol quanta m-2 s-1]). Means with different letters are statistically different at p < 0.05.

Figure 7. Photosynthetic parameters (average and standard error) at different salinities and pH values

( [moles O2 g-1 dw h-1]* [mol quanta m-2 s-1] -1,

Pmax and respiration rate [moles O2 g-1 dw h-1], Ic

and Ik [mol quanta m-2 s-1]). Means with different letters are statistically different at p < 0.05.



Table 3. Summary of the two-way ANOVA testing the effects of salinity (30 and 50 psu) and temperature (15, 25 and 35ºC) variations on photosynthetic parameters (* p < 0.05, ** p < 0.01, ns non significant).


(mol O2 g-1 dw h-1)*

(mol quanta m-2 s-1) -1


Respiration

(mol O2 g-1 dw h-1)



Salinity

Temperature

Salinity*Temperature

Error

Salinity

Temperature


Error

Salinity

Temperature


Error

Salinity

Temperature


Error

Salinity

Temperature


Error

1

2

2

12

1

2

2

12

1

2

2

12

1

2

2

12

1

2

2

12

0.2428

26.2111

1.4742

3.9003

701.78

145409.78

5287.74

12.605.88

6559.7325

4983.8093

121.6380

636.7272

3.3819

0.6711

0.0168

0.2297

97.9651

755.0299

79.5368

112.2991

0.06

6.72

0.38

0.06

11.54

0.42

10.30

7.83

0.19

14.72

2.92

0.07

0.87

6.72

0.71

ns

*

ns

ns

**

ns

**

**

ns

**

ns

ns

ns

*

ns

A significant interaction (p < 0.05) was observed for Pmax between salinity and pH

(Table 4), but not for other photosynthesis-irradiance parameters. Pmax and showed a

significant increase with low pH treatments. No significant differences were found in dark

respiration, Ic and Ik, but the trend was to obtain higher values at the lowest pH (Fig. 7). In the

BOD bottles experiment, significant interactions between salinity and pH were not detected

(Table 5). Although there were no significant differences in photosynthetic rates, there was a

tendency for this parameter to increase with lower pH values at 30 psu (Fig. 8). At the same

salinity, respiration rates decreased significantly with pH reduction, but at 40 psu this pattern

was not so clear (Fig. 8).



Table 4. Summary of the two-way ANOVA testing the effects of salinity (30 and 50 psu) and pH variations (5, 6 and 8.2) on photosynthetic parameters (* p < 0.05, ns non significant).


(mol O2 g-1 dw h-1)*

(mol quanta m-2 s-1) -1


Respiration

(mol O2 g-1 dw h-1)



Salinity

pH

Salinity*pH

Error

Salinity

pH

Salinity*pH

Error

Salinity

pH

Salinity*pH

Error

Salinity

pH

Salinity*pH

Error

Salinity

pH

Salinity*pH

Error

1

2

2

12

1

2

2

12

1

2

2

12

1

2

2

12

1

2

2

12

21.3170

56.3419

9.5833

11.8087

48055.1871

70569.3603

62289.4690

11774.2802

1582.1250

1419.5935

1910.7616

581.7553

26.8563

0.7150

15.5100

5.3253

771.9503

149.0064

655.2475

223.8274

1.81

4.77

0.81

4.08

5.99

5.29

2.72

2.44

3.28

5.04

0.13

2.91

3.45

0.67

2.93

ns

*

ns

ns

*

*

ns

ns

ns

*

ns

ns

ns

ns

ns

Table 5. Summary of the two-way ANOVA testing the effects of salinity (30 and 50 psu) and pH variations (5, 6, 7, and 8.2) on photosynthesis and dark respiration rates obtained with BOD bottles (*** p < 0.001, ns non significant).


Photosynthesis

Respiration

Salinity

pH

Salinity*pH

Error

Salinity

pH

Salinity*pH

Error

1

3

3

16

1

3

3

16

3.1843

0.8764

1.9606

1.1700

0.0149

0.0640

0.0123

0.0038

2.72

0.75

1.68

3.90

16.74

3.21

ns

ns

ns

ns

***

ns



0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

4.5 5.5 6.5 7.5 8.5

pH

Resp

irati

on

30 psu40 psu

0123

4567

Ph

oto

syn

thesis

30 psu40 psu

Figure 8. Photosynthesis and dark respiration (mg O2 g-1 dw h-1) rates (average and standard error) obtained with BOD bottles at different salinities (30 and 40 psu) and pH values (5, 6, 7 and 8.2).

4. Discussion

Under laboratory conditions, Halophila johnsonii growth was similar to values recorded

in the field (Kenworthy, 1997), but mortality was relatively high in the control treatments

(37.5 %). This was probably due to the experimental manipulations and the excision of plants

into short segments. Despite this, significant differences in growth and mortality with changes

in salinity were observed. Maximum growth occurred at 30 psu, but plants also showed

positive growth at salinities between 20 and 50 psu. Also, mortality values were lower for the

range of salinities between 20 and 50 psu, while all plants died at 0 and 60 psu. Similar

responses, but with different salinity-tolerance ranges, have been observed in several

seagrasses; salinity variations have caused significant reductions in growth (McMillan and

Moseley, 1967; Walker, 1985; Walker and McComb, 1990) and survival (McMillan and

Moseley, 1967; Pinnerup, 1980; Wortmann et al., 1997; Vermaat et al., 2000). The cause of



these effects may be due to toxicity by salt excess (Zhu, 2001), the elevated metabolic cost to

maintain internal ionic balance (Sibly and Calow, 1989), or negative alterations in the

photosynthetic and respiratory rates (Ogata and Matsui, 1965; Biebl and McRoy, 1971;

Kraemer et al., 1999).

Effects of salinity on photosynthetic activity were also observed in the PI curves, as

reflected by differences in , Pmax and Ik , which all had highest values at 40 psu. The greatest

decrease in photosynthetic activity occurred in freshwater. This decrease may be due to

critical changes in intracellular ionic concentrations following an osmotic shock, in which a

loss of ions required as cofactors in photosynthesis occurs (Simon et al., 1999). Minimum

respiration rates corresponded with elevated salinities (40-50 psu), but data were highly

variable and did not show a clear trend. This is consistent with previous studies on H.

johnsonii, Zostera marina, Z. muelleri and Halophila ovalis, which have suggested that

photosynthetic rates are more sensitive to salinity changes than are respiration rates (Biebl

and McRoy, 1971; Kerr and Strother, 1985; Dawes et al., 1989; Ralph, 1998; Hellblom and

Björk, 1999). In general, H. johnsonii exhibited low compensation (Ic) and saturation points

(Ik) with elevated photosynthetic efficiencies (), compared to those observed for other

seagrasses (Hemminga and Duarte, 2000; Touchette and Burkholder, 2000). This could be

due not only to a species-specific response but also to the fact that these plants were

acclimated to low-irradiance greenhouse conditions for over one year prior to the

experimentation (Major and Dunton, 2000). Moreover, it has been observed that when PI

parameters are calculated in laboratory conditions they are significantly different from those

obtained in the field; values of tend to be overestimated and Ik and Ic are underestimated

when using laboratory-incubated plants (Major and Dunton, 2000).

Halophila johnsonii is considered a rapid-growth plant with a reduced storage capacity,

which implies that growth and photosynthetic rates should be closely coupled. However, in

the present work a discrepancy between Pmax and growth responses to salinity was observed.

The highest Pmax was observed at 40 psu while maximum growth was obtained at 30 psu. The

differences may be a consequence of the differing exposure times, the different acclimation

period used in the growth experiment, or the effect of using detached leaves for the PI curves

versus whole plant segments for the growth measurements. They may also be due to toxicity

of elevated salinities on meristematic tissues, affecting the growth of these plants (Zhu, 2001).

Thus, photosynthetic behavior could be a useful acute indicator of the response of a plant to a

stress condition. However, a more comprehensive approach to determine the ecological



salinity tolerance of a species would be to combine photosynthesis measurements with

experiments to estimate growth or survival rates.

Our results suggest that H. johnsonii tolerates hypersaline conditions better than

hyposaline conditions, although most seagrasses are thought to be more sensitive to increased

salinity (Ogata and Matsui, 1965; Biebl and McRoy, 1971; Zieman, 1975; Adams and Bate,

1994; Doering and Chamberlain, 1998). Our results are consistent with Dawes et al. (1989),

in which the photosynthetic responses of H. johnsonii and H. decipiens to salinity and

temperature variations were compared. They concluded that H. johnsonii showed a broader

tolerance to temperature and salinity fluctuations.

Osmotic stress can change the sensitivity of seagrasses to other environmental

conditions, such as temperature increments or elevated light levels (Biebl and McRoy, 1971;

Ralph, 1999; Vermaat et al., 2000). Biebl and McRoy (1971) found an increase in heat

plasmatic resistance with increasing salinities for the subtidal forms of Zostera marina, while

Vermaat et al. (2000) observed increased mortality in Z. noltii when the temperature reached

20°C at higher experimental salinities. However, in the present work no interactions were

detected in the photosynthetic responses of Halophila johnsonii in response to combined

salinity and temperature variations.

Temperature is considered an important abiotic factor that can affect the metabolism of

marine angiosperms (Drew, 1979). Laboratory studies with some seagrasses have detected

increasing photosynthetic and respiration rates at higher temperatures, with the maximum

photosynthetic rates approximately doubling for every rise of 10ºC. For this study, all the PI

parameters, except Ic, increased significantly with temperature. Halophila johnsonii showed a

photosynthetic optimum at 25-35ºC, the same optimal range that has been reported for several

temperate seagrasses (Biebl and McRoy, 1971; Drew, 1979; Bulthuis, 1987; Marsh et al.,

1986).

In our work a slight interaction between salinity and pH for Pmax was observed, but not

for the remaining PI parameters. Apart from minor direct effects of pH on photosynthesis by

affecting the electrochemical gradients and proton flow across plasma membranes (Touchette

and Burkholder, 2000; Beer et al., 2001), the main effect of pH variation is that it alters the

concentrations of the different dissolved inorganic carbon (DIC) forms (Beer et al., 1977). It

is expected that a decrease in pH in a closed system will cause an increase in CO2

concentration and subsequently an increase in the photosynthetic rates of seagrasses (Beer and



Waisel, 1979; Invers et al., 1997). In the PI experiments, Pmax and values increased

significantly when pH decreased (pH = 5). pH variation did not affect dark respiration, Ic and

Ik, similar to other studies (Invers et al., 1997). However, estimates of these parameters were

highly variable. The results from the BOD bottle incubations showed that reduction in pH

produced a significant decline in dark respiration, and although there were no significant

differences in photosynthetic rates a tendency for photosynthetic rates to increase with lower

pH values at 30 psu was observed. The differing responses observed between the PI curve

experiments and the bottle incubations may be due to the different exposures of plants to the

treatments. The first experiments were only one-hour duration and two excised leaves were

used, while in the second experiment four paired leaves with corresponding rhizomes were

incubated for 20 h. Also, the closed chambers contained a small volume of media with the

seagrass leaves oriented perpendicularly to the incident light, whilst bottles used more diffuse

light conditions in their incubations (Alcoverro et al., 1998).

Despite the potential limitations of these experiments, the results of this study indicate

that the endemic seagrass Halophila johnsonii could be seriously affected by salinity

variations produced by human activities, such as fresh-water management practices or the

brine discharges from seawater desalination plants. However, salinity changes did not seem to

alter the tolerance of this species to other environmental factors, such as temperature or pH.

PARTE I I

EFECTOS DE LOS VERTIDOS DE PLANTAS DESALINIZADORAS

PART I I EFFECTS OF DESALINATION BRINE DISCHARGES

Medidas de atenuación del posible impacto ambiental del vertido de las desalinizadoras de osmosis inversa: el ejemplo

de Jávea (Alicante)

CHAPTER 6

Publicado en: Fernández-Torquemada Y., González-Correa, J.M., Sánchez-Lizaso, J.L. 2004. Medidas de atenuación del posible impacto ambiental del vertido de las desaladoras de osmosis inversa: El ejemplo de Jávea (Alicante). IV Congreso Ibérico sobre Gestión y Planificación del Agua. Tortosa



ABSTRACT

In June 2002, a seawater reverse osmosis desalination plant began operation at Jávea

(Alicante, SE Spain), using seawater obtained from coastal deep wells as feedwater. Currently

the plant produces 6,720 m3 d-1 of potable water per line, with a maximum production of

26,800 m3 d-1. However, water production can vary significantly between seasons, with a

significant increment during summer. Brine (68 psu) is initially mixed with seawater to get

salinity lower than 44 psu, and it is emitted by 16 outfalls to increase its dilution into an

artificial channel of 700 m long (Fontana Channel) that discharges close to a beach. The

seabed of the area next to this channel mainly consists on sand with a few patches of rocks.

Posidonia oceanica meadows appear at both sides of the beach at a distance of approximately

400 m from the channel outfall. Monitoring was carried out from August 2002 to the present

time. During this time several campaigns were done in summer, with calm sea conditions, and

in the end of winter, with stronger hydrodynamics conditions and more elevated brine

dilution. In each campaign a grid of 30 sampling stations near the brine discharge place was

established. At every station salinity measurements were taken from surface and bottom water

using a CTD. Biological organisms selected for the biological monitoring program included

Posidonia oceanica meadows and echinoderms. Three stations were selected; one close to the

desalination plant discharge, and two controls. At each station and at three different depths (3,

7 and 15 m), four permanent parcels or quadrats were established. Each quadrat was a 40 x 40

cm frame, inside of which all or at least 50 Posidonia shoots were marked using a cable tie.

Density of echinoderms was estimated at the same localities but only at 3 m depth in the P.

oceanica meadow and over rocky substrata, with 10 replicates of 1 m2 quadrats. Monitoring of

these organisms was done regularly in summer and winter of subsequent years to estimate

new and dead P. oceanica shoots and changes in echinoderms density. During these years we

have observed a rapid dilution of the brine discharged and no affection at the Posidonia

oceanica meadows and echinoderm communities of the area. The only effect observed on

biological communities is the attraction of fishes near the discharge and the renewal of water

from the previously anoxic channel.



RESUMEN

En junio de 2002, comenzó a funcionar la planta desalinizadora de OI de Jávea (Alicante, SE

de España), utilizando como agua de alimentación agua de mar obtenida a partir pozos

profundos costeros. Actualmente la planta produce 6,720 m3 d-1 de agua potable por línea, con

una producción máxima de 26,800 m3 d-1. Sin embargo, la producción de agua puede variar de

forma estacional, con un incremento significativo durante el verano. La salmuera (68 ups) se

mezcla inicialmente con agua de mar para obtener una salinidad inferior a 44 ups, y se vierte

por 16 difusores para aumentar su dilución en un canal artificial de 700 m de longitud (Canal

de la Fontana) que descarga cerca de una playa. Los fondos marinos de la zona próxima a este

canal se componen principalmente de arena con algunas manchas rocosas. Las praderas de

Posidonia oceanica aparecen a ambos lados de la playa y a una distancia de unos 400 m desde

la desembocadura del canal.

El PVA se está realizando desde agosto del 2002 hasta la actualidad. Durante este tiempo se

han llevado a cabo varias campañas en verano, con las condiciones del mar en calma, y en

invierno, con fuertes condiciones hidrodinámicas y una mayor mezcla de la salmuera. En cada

campaña se estableció una red de 30 estaciones de muestreo cerca del lugar de descarga de

salmuera. En todas las estaciones se tomaron mediciones de salinidad desde la superficie y

hasta el fondo de la columna de agua utilizando un CTD. Los organismos biológicos

seleccionados para el PVA incluyen las praderas de Posidonia oceanica y las comunidades de

equinodermos. Se seleccionaron tres estaciones, una cerca del vertido de la desalinizadora, y

dos controles. En cada estación y en tres diferentes profundidades (3, 7 y 15 m), se

establecieron cuatro parcelas permanentes, dentro de las cuales se marcaron con bridas todos

o al menos 50 haces de Posidonia. La densidad de los equinodermos se estimó en los mismos

sitios, pero sólo a 3 m de profundidad, en la pradera de P. oceanica y sobre sustrato rocoso,

con 10 replicas de 1 m2. El seguimiento de estos organismos se llevó a cabo regularmente en

el verano y el invierno de los siguientes años para calcular el reclutamiento y la mortalidad de

los haces de P. oceanica y los cambios en la densidad de los equinodermos.

Durante estos años hemos observado una rápida dilución del vertido de salmuera y ningún

efecto en las praderas de Posidonia oceanica y las comunidades de equinodermos de la zona.

El único efecto que se observa en las comunidades biológicas es la atracción de peces cerca

del punto de vertido y la renovación del agua del Canal de la Fontana, previamente anóxico.



1. Introducción

Actualmente la desalación de agua de mar se ha convertido en una de las soluciones

más empleadas ante la escasez de agua existente en algunos países de la cuenca mediterránea

(Medina San Juan, 2001). Tal es el caso de España, donde el número de instalaciones

desalinizadoras, tanto proyectadas como en construcción, se ha incrementado de una forma

significativa en los últimos años (Medina San Juan, 2001).

De entre las distintas técnicas existentes, la desalación de agua de mar por ósmosis

inversa (OI) es el método más empleado, debido al desarrollo de nuevas tecnologías y a su

menor consumo de energía y espacio (Morton et al., 1996; Valero et al., 2001; Purnama et al.,

2003). Durante el funcionamiento de una planta desalinizadora por OI se puede producir un

importante volumen de agua de rechazo, producto secundario compuesto por una salmuera de

elevada salinidad (43-90 ups) y por otros aditivos que se emplean en el proceso de desalación

(Höpner y Windelberg, 1996; Morton et al., 1996; Gacia y Ballesteros, 2001; Lattemann y

Höpner, 2003). En las desalinizadoras próximas al litoral este agua de rechazo es vertida

principalmente al medio marino, donde debido a su mayor densidad forma una capa

hiperhalina que se dispersa sobre el fondo, pudiendo afectar a los organismos allí presentes

(Del Bene et al., 1994; Gacia y Ballesteros, 2001; Einav y Lokiec, 2003; Purnama et al.,

2003). La magnitud de este impacto dependerá de las características de la planta

desalinizadora y de su vertido, pero también de la naturaleza física (batimetría,

hidrodinamismo, etc.) y de las condiciones biológicas del ambiente marino receptor (Ahmed

et al., 2000; Einav et al., 2002).

Hasta la fecha existe muy poca información publicada sobre el comportamiento y la

dilución de estos vertidos, así como sobre sus posibles efectos en las comunidades marinas

(Chesher, 1975; Tomasko, 1999; Castriota et al., 2001; Pérez Talavera y Quesada Ruiz,

2001). Entre las comunidades más susceptibles de sufrir este tipo de impacto hay que destacar

las formadas por las angiospermas marinas (Gacia y Ballesteros, 2001). En el Mar

Mediterráneo Posidonia oceanica es una especie endémica, protegida y de gran importancia

ecológica y biológica (Boudouresque y Meinesz, 1982), pero muy sensible ante las

actuaciones humanas en la línea de costa (Ruiz, 2000) y como se ha demostrado

recientemente, también ante los vertidos hipersalinos (Autores Varios, 2003). Se debe evitar,

por tanto, que los vertidos de las desalinizadoras en el Mediterráneo afecten a esta comunidad.



Para ello, interesa por una parte, seleccionar zonas degradadas o con una baja calidad

ambiental donde situar la descarga del vertido y, por otro lado, maximizar la dilución del

mismo para reducir las zonas afectadas. Esto se puede conseguir mediante una dilución previa

adecuada, empleando la propia energía potencial del vertido o utilizando mecanismos de

mezcla activa, como difusores artificiales o determinadas condiciones hidrodinámicas locales

(Einav et al., 2002).

El principal objetivo del presente trabajo es exponer las medidas de atenuación

aplicadas para evitar el posible impacto del vertido de la desalinizadora por OI de Jávea, junto

con los resultados del programa de seguimiento realizado. A continuación se describe como

unas adecuadas recomendaciones previas a la construcción de la desalinizadora han facilitado

la dilución del vertido de sus aguas de rechazo, evitando a las praderas de Posidonia oceanica

presentes en la zona, como se ha podido comprobar posteriormente dentro del programa de

vigilancia ambiental.


2.1. Situación y descripción de la planta desalinizadora

La instalación desalinizadora de agua marina (IDAM) mediante OI de Jávea comenzó a

funcionar en Junio del 2002 en el norte de la Provincia de Alicante (Fig. 1). Para su

abastecimiento emplea agua de mar procedente de pozos costeros profundos (200 m). Produce

un caudal de 6,720 m3 d-1 de agua potable por línea, con una conversión de 44.8 % y una

producción máxima de 26,800 m3 d-1 (que se espera aumentar en el futuro a 40,320 m3 d-1).

Sin embargo, esta producción puede variar significativamente de forma estacional, con un

incremento considerable durante los meses estivales. El agua procedente de la limpieza de los

filtros de arena y membranas es tratada antes de su descarga al mar, mezclada con la

salmuera.

Previamente a la construcción de la desalinizadora se realizó un estudio sobre las

posibles alternativas de vertido de su agua de rechazo (Ramos-Esplá et al., 2001). El proyecto

original de la planta desalinizadora localizaba el punto de vertido en el cauce del Río Gorgos

(Fig. 1), siguiendo el modelo empleado para la desalinizadora de la Bahía de Palma. Se

esperaba que con el fuerte hidrodinamismo existente en la desembocadura de dicho río y con



la rugosidad del fondo en la zona, se produjese una rápida mezcla de la salmuera, pero debido

a la proximidad de las praderas de Posidonia oceanica (80 m) se recomendó mover dicho

punto al Canal de la Fontana (Ramos-Esplá et al., 2001), un canal artificial de 700 m de

longitud que desemboca cerca de la playa del Arenal (Fig. 1). También se propuso una mezcla

inicial de la salmuera (68 ups) con el agua del Río Gorgos, en una proporción aproximada de

1 a 4, para conseguir una salinidad menor de 44 ups, y realizar la descarga mediante dieciséis

difusores para incrementar su dilución a lo largo del canal.

Alicante

Jávea

Posidonia oceanica

Figura 1. Localización del vertido de la planta desalinizadora de Jávea (Canal de la Fontana) y de las praderas de Posidonia oceanica presentes en la zona.

2.2. Campañas de muestreo y vigilancia ambiental

Desde la puesta en marcha de la desalinizadora, y para detectar cualquier posible

impacto de su vertido, se está realizando un seguimiento anual de la dispersión y dilución de

la salmuera, así como de las comunidades más sensibles presentes en la zona. En este trabajo

se presentan solamente los resultados de las tres primeras campañas realizadas entre agosto



del 2002 y septiembre del 2003, una en invierno y dos en verano, debido a la influencia de la

estacionalidad en las condiciones hidrodinámicas. En dichas campañas se muestreó en una

cuadrícula de aproximadamente 30 estaciones equidistantes distribuidas en las cercanías del

vertido. Cada punto de muestreo se posicionó mediante un GPS Garmin 50 (precisión ± 5 m).

La profundidad se midió con una sonda de mano digital LCD Hondex PS-7 (precisión ± 0.1

m). En cada estación se tomó una medida de salinidad en la superficie, en el fondo y en el

agua intersticial, empleando un conductivímetro Thermo Orion modelo 1230 (rango de 0-70

ups, resolución ± 0.1 ups).

En cuanto al seguimiento de especies sensibles y de alto valor ambiental, se seleccionó

entre otras, a la angiosperma marina Posidonia oceanica. Anualmente se realiza un estudio de

su dinámica poblacional, estimando sus tasas de reclutamiento y de mortalidad. Para ello se

han instalado parcelas permanentes en las cercanías del vertido, a diferentes profundidades (3,

7 y 15 m), y en zonas suficientemente alejadas del mismo como para que actúen a modo de

controles. La densidad de los equinodermos se estimó en los mismos sitios, pero sólo a 3 m de

profundidad, en la pradera de P. oceanica y sobre sustrato rocoso, con 10 replicas de 1 m2.

2.3. Representación espacial y análisis de datos

Los datos de salinidad obtenidos en cada campaña se trataron empleando la técnica de

interpolación conocida como kriging, con el propósito de conseguir una representación real de

la salinidad en el espacio. Previamente y para utilizar esta metodología debe demostrarse

algún tipo de correlación espacial entre los datos. Por esta razón se utilizó el GeoEAS

(Geostatistical Environmental Assessment Software) programa desarrollado por la Agencia de

Protección Ambiental Americana (EPA). Con este programa obtuvimos el variograma

experimental, el modelo que más se aproximaba a él (empleando el subprograma VARIO) y

su validación (con el subprograma VALID). El modelo obtenido se trasladó al programa

Surfer v.7 para conseguir la representación espacial gráfica de los datos de salinidad en el área

estudiada.

Los datos de dinámica poblacional de Posidonia oceanica (tasa de mortalidad, división

de plantas marcadas y balance total) y la densidad de equinodermos fueron tratados

estadísticamente mediante el análisis de la varianza (Underwood, 1997) con el fin de

determinar si existían diferencias entre las estaciones más próximas al vertido con las que

actuaban a modo de control.



3. Resultados

Los datos obtenidos en las tres primeras campañas (Fig. 2) muestran como la salinidad

del efluente en el Canal de la Fontana nunca ha llegado a superar las 44 ups. A la salida del

canal la extensión de la zona afectada por el vertido suele ser muy reducida (verano) o nula

(invierno). En cualquier caso, en las aguas superficiales se puede observar una dilución total,

mientras que la salinidad en el fondo llega a extenderse hasta unos 300 metros a partir de la

desembocadura del canal (Fig. 2C). La forma y dirección de esta pluma de mayor salinidad

parecen estar relacionadas con la batimetría (Fig. 2A) dentro del área de la descarga, donde el

vertido sigue la dirección marcada por la línea de mayor pendiente (Figs. 2C y 2I).

Además de esta variación a escala espacial en el comportamiento del vertido también se

detectó una fuerte respuesta estacional en el mismo. Así, en la primera campaña de verano

(agosto del 2002), con dos bastidores operando en la desalinizadora, se obtuvieron valores de

salinidad más elevados y una mayor extensión de la zona de influencia. Los valores de

salinidad obtenidos para el agua superficial en el área del estudio fueron bastante

homogéneos, exceptuando dentro del Canal de la Fontana dónde las salinidades fueron de 38

a 41.8 ups (Fig. 2B). En el fondo la salinidad fue más elevada en los primeros metros

alrededor de la desembocadura del cauce (38-42 ups). Para el agua intersticial la tendencia era

similar pero con valores comprendidos entre 38 y 40.6 ups (Fig. 2D).

En la segunda campaña correspondiente a invierno (marzo del 2003), la planta

desalinizadora utilizó solo un bastidor, y el área de influencia, así como sus valores de

salinidad se vieron reducidos considerablemente. La salinidad superficial estuvo comprendida

entre 33.9 y 39.5 ups (Fig. 2E), la salinidad del fondo entre 34.9 y 36 ups (Fig. 2F), mientras

que los valores más bajos se obtuvieron para el agua intersticial con 30.3-36 ups (Fig. 2G).

En la última campaña representada, en septiembre de 2003, con dos bastidores

operando, se repitió la misma tendencia observada en la otra campaña estival. Las salinidades

más elevadas se detectaron dentro del Canal de la Fontana y en las cercanías de su

desembocadura. Las salinidades del agua superficial estuvieron comprendidas entre 37.3 y

43.5 ups (Fig. 2H), en el fondo entre 37.4 y 42.3 ups (Fig. 2I), y en el agua intersticial entre

37.4 y 39.9 ups (Fig. 2J).



Marzo 2003. Salinidad fondo

Agosto 2002. Salinidad superficial

Agosto 2002. Salinidad intersticial

Septiembre 2003. Salinidad intersticial

Agosto 2002. Salinidad fondo

Marzo 2003. Salinidad superficial

Marzo 2003. Salinidad intersticial

Profundidad

Septiembre 2003. Salinidad fondo

Septiembre 2003. Salinidad superficial

A B

E

DC

I

HG

F

J

Figura 2. Representación espacial de la profundidad (m) y de los datos de salinidad superficial,

intersticial y de fondo, obtenidos en tres de las campañas realizadas.



Respecto a la composición del vertido se observan valores muy bajos o indetectables de

fósforo y nitritos mientras que los aportes de nitratos oscilan entre 1 y 3 ppm. A lo largo del

Canal de la Fontana se observa un aumento de la concentración de nitratos lo que indica que

existen otros vertidos al canal (Sánchez-Lizaso et al., 2004). Dentro del Canal de la Fontana la

circulación de agua ha permitido eliminar la anoxia y sus problemas asociados.

En cuanto a la dinámica poblacional de Posidonia oceanica, ésta mostró un

comportamiento homogéneo. No se detectaron diferencias significativas entre las localidades

que actuaban a modo de control y la situada más próxima al vertido. Las tasas de

reclutamiento y de mortalidad se caracterizaron por presentar valores bajos y similares entre

sí, generando un balance total próximo a cero. Del mismo modo, los equinodermos,

organismos muy sensibles a cambios de salinidad que se han empleado como bioindicadores,

no muestran diferencias respecto a estaciones control.

4. Discusión

La salinidad de las aguas costeras de la Provincia de Alicante es relativamente estable y

normalmente oscila entre 36 y 38 ups (observación personal). Por lo tanto, cualquier aumento

a partir de ese valor podría ocasionar un impacto significativo en las comunidades marinas de

la zona, dependiendo siempre del grado de este incremento. En el presente estudio, las

salinidades más elevadas asociadas al vertido de la IDAM de Jávea se detectaron dentro del

canal de la Fontana, debido a la descarga de la salmuera en su interior y a su reducida

circulación de agua. Debe recordarse que éste es un canal artificial sin una comunidad

bentónica importante (Ramos-Esplá et al., 2001), lo que lo convierte en una localización ideal

para dicho vertido. Además, se ha observado que esta descarga ha disminuido los problemas

de anoxia generados por la falta previa de circulación del agua dentro del canal. Fuera del

canal, las mayores salinidades se observaron cerca de su desembocadura, donde el efluente,

de mayor densidad que el agua de mar, se desplaza por el fondo siguiendo la pendiente

batimétrica y evitando a las praderas de Posidonia oceanica más superficiales presentes en el

área. Durante su desplazamiento la salmuera se diluye en una velocidad que es proporcional a

la agitación de la columna de agua. En este caso se ha detectado que la dilución total del

efluente tiene lugar en una distancia corta (300 metros), lo que podría explicarse por la

dilución de la salmuera antes de la descarga y por el hidrodinamismo de la zona.



La salinidad además de variar en el espacio también lo hizo de forma estacional. Las

salinidades más elevadas, así como una mayor dispersión de estas, se observaron en verano.

Durante este periodo la instalación desalinizadora tiene una mayor producción (opera con 2

bastidores) y además las condiciones hidrodinámicas son más suaves, facilitándose cierta

estratificación al reducirse la mezcla vertical de la columna de agua. Durante el invierno el

área afectada por las salinidades más elevadas resulto ser de menor tamaño. En esta época la

planta trabaja con un bastidor, pero además las condiciones hidrodinámicas son más fuertes y

el incremento de las precipitaciones genera flujos de agua dulce próximos a la desembocadura

del canal, provocando una mayor dilución del efluente. No obstante y considerando que hasta

la fecha la planta desalinizadora de Jávea ha estado operando con un número de bastidores

limitado (uno en invierno y dos-tres en verano), es posible que el comportamiento de su

efluente cambie cuándo la instalación se amplíe a 6 líneas. Ya que aunque se aumentaría la

dilución inicial de forma proporcional, el volumen del vertido también se incrementaría,

pudiendo extenderse las zonas afectadas por el mismo.

El seguimiento de la dinámica poblacional de Posidonia oceanica, además de ser

considerado indispensable por la protección e importancia de dicha especie, nos puede ayudar

a detectar si el vertido ha alcanzado a esta comunidad en cualquier otro momento. En el caso

de la desalinizadora de Jávea se ha comprobado que las praderas de P. oceanica se encuentran

en un estado estacionario, lo que indica que por hasta ahora no se han visto afectadas por el

vertido.

En general, y a raíz de los resultados obtenidos en el presente trabajo, con el fin de

reducir el impacto de un vertido de una desalinizadora de agua de mar por OI se recomienda:

- Diluir el agua de rechazo antes de su descarga en el mar. En el presente estudio, la

salmuera se mezcló previamente con agua de mar en una proporción de 4 a 1 para disminuir

su salinidad de 69 ups a 44 ups.

- Realizar la descarga preferentemente en zonas ya degradadas. En este caso el Canal de

la Fontana fue construido artificialmente para crear un puerto deportivo. Previamente a la

descarga se caracterizó, resultando ser eutrófico y de una circulación limitada. Con el efluente

se ha aumentado la circulación del agua en el canal, reduciendo la situación anóxica inicial.



- Descargar en áreas muy hidrodinámicas. El Canal de la Fontana desemboca en una

playa en una zona de poca profundidad, dónde las olas y corrientes actúan dinámicamente

mezclando las diferentes capas de salinidad.

- Realizar un correcto y estricto programa de vigilancia ambiental durante el

funcionamiento de la desalinizadora, en el que se verifique que su vertido no produce

impactos negativos e irreversibles sobre el medio marino.

Conclusión

En este trabajo se ha mostrado cómo los posibles impactos ambientales asociados a la

descarga de salmuera de una planta desalinizadora pueden minimizarse mediante una

planificación y recomendaciones apropiadas. Las dimensiones de estos efectos serán

diferentes según el tipo y tamaño de la planta desalinizadora, las condiciones hidrogeológicas

y las comunidades biológicas presentes en el área de la descarga. Hasta la fecha, la descarga

de salmuera en el medio marino se ha descrito como el método más económico, y puede ser

considerado para pequeñas desalinizadoras que empleen una dilución previa junto a una

correcta localización del vertido. Sin embargo, y debido al reciente desarrollo de esta

actividad en nuestro país, es importante que la construcción y el funcionamiento de las nuevas

instalaciones desalinizadoras vayan acompañados por una rigurosa evaluación de impacto

medioambiental. Posteriormente, además, debe realizarse un estricto programa de vigilancia

ambiental para conocer la conducta de su descarga y disminuir cualquier tipo de impacto

asociado.

Monitoring the brine discharge from a desalination plant in the

Mediterranean

CHAPTER 7

Publicado en: Fernández-Torquemada, Y., Loya, A., Múgica, Y., Sánchez-Lizaso, J.L., Templado, J., Calvo, M., Antoranz, A., Cortés, J.M. 2007. Monitoring the brine discharge from a desalination plant in the Mediterranean. IDA World Congress. Maspalomas, Gran Canaria.



ABSTRACT

Desalination potential impacts may be minimized by selecting an appropriated discharge

location or with previous dilution of the effluent, but also establishing a carefully designed

monitoring program in order to assess the brine plume distribution over time and taking

appropriate measurements when necessary. The objective of this study is to present the results

of the monitoring, on time and space, of the brine effluent originated by the SWRO

desalination plant of the New Channel of Cartagena in San Pedro del Pinatar (Murcia, SE

Spain), as well as to quantify the potential effects associated with this discharge on the most

sensitive communities present in the area (Posidonia oceanica meadows, bioherms of the

vermetid gastropod Dendropoma petraeum, and echinoderms).

The desalination plant began to work in May of 2005. As the construction of the main pipe

line for the brine discharge had not been concluded, the brine was provisionally discharged in

the coast line, at 2 m of depth after its dilution with seawater. The seabed of this area mainly

consisted on sand with a few patches of rocks, dead Posidonia matte and Dendropoma

petraeum formations in the lower mid-littoral in some emerging rocks. The endemic and

protected seagrass Posidonia oceanica appeared at 4 m depth and approximately 200 m from

the discharge point. Due to the peculiarities of this provisional brine disposal, the operation of

this desalination plant was carried out in a progressive way, increasing the number of

effective lines at the same time that the dilution of its brine, with the purpose of avoiding any

adverse and irreversible effect on the P. oceanica meadows.

In January of 2006 the construction of the main pipe line for the desalination plant was

concluded, finishing the provisional monitoring program. During all this time we have

detected only one episodic event of elevated salinity (> 39 psu) in the upper P. oceanica limit,

but we have not identified any significant effects on the Posidonia, Dendropoma, and faunal

communities next to the brine discharge area.



RESUMEN

Los impactos potenciales de la desalinización pueden ser minimizados seleccionando una

adecuada localización de su vertido o mediante la dilución previa del efluente, pero también

estableciendo un programa de vigilancia ambiental correctamente diseñado, para estimar la

distribución de la pluma de salmuera en el tiempo, y tomar las medidas apropiadas cuando sea

necesario. El objetivo de este estudio es presentar los resultados del programa de seguimiento

del vertido de salmuera originado por la desalinizadora de agua de mar de OI del Nuevo

Canal de Cartagena en San Pedro del Pinatar (Murcia), así como cuantificar los efectos

potenciales asociados con este efluente en las comunidades más sensibles presentes en el área

(praderas de Posidonia oceanica, arrecifes del vermétido Dendropoma petraeum y

equinodermos).

La planta desalinizadora comenzó a funcionar en mayo del año 2005. Al no haberse

finalizado la construcción del emisario por donde se debían verter sus aguas de rechazo, estas

eran diluidas con agua de mar y vertidas de forma provisional en la línea de costa, a unos 2 m

de profundidad. La franja más próxima a dicho vertido está ocupada por arenas con algunas

rocas, mata muerta de Posidonia y formaciones de D. petraeum. La especie endémica y

protegida Posidonia oceanica aparecía a 4 m de profundidad y a aproximadamente unos 200

m del punto de vertido. Debido a las peculiaridades de este vertido provisional, el

funcionamiento de esta desalinizadora se produjo de una forma progresiva, incrementándose

el número de bastidores efectivos al mismo tiempo que la dilución de su salmuera, con el

propósito de evitar cualquier efecto adverso e irreversible en las praderas de P. oceanica.

En enero del año 2006 finalizó la construcción del emisario y las aguas de rechazo de la

desalinizadora se comenzaron a verter por el mismo, concluyendo de esta forma el programa

de vigilancia ambiental del vertido provisional. Durante este tiempo y como resultados del

mismo sólo se ha detectado un episodio eventual de elevada salinidad (> 39 ups) en el límite

superior de la pradera de Posidonia, pero no se ha identificado ningún efecto significativo

sobre P. oceanica, Dendropoma petraeum y las comunidades de fauna adyacentes al área de

descarga.



1. Introduction

During the last decades existing freshwater sources are becoming increasingly limited at

some Mediterranean countries, due to the elevated consumption and the low precipitation

occurring in these zones (Medina San Juan, 2001). Desalination is a maturing technology that

has been widely utilised for freshwater supply throughout the world for many years

(Meerganz von Medeazza, 2005). Therefore seawater desalination has been considered as a

feasible alternative available for this current water shortage problem, and the number of

projected and constructed desalination plants have increased along this region over the recent

years (Medina San Juan, 2001). The most employed desalination method in these new

facilities is reverse osmosis (RO), but this technique can generate a considerable volume of

reject waters that are usually discharged into the marine environment (Jibril and Ibrahim,

2001). The discharge is mainly composed by brine of elevated salinity (44-90 psu), so it is

denser than the receiving seawater (negatively buoyant) and without mixing it will sink to the

seafloor producing the formation of a stratified system, with highest salinities expanding

along the sea bottom. This hypersaline mass of water may affect several benthic marine

organisms that are habituated to more stable and lower salinity environments (Del Bene et al.,

1994; Gacia and Ballesteros, 2001; Einav and Lokiec, 2003). The most sensitive communities

will be the most affected, perhaps resulting in total disappearance of these species inside the

area of brine influence. The magnitude of this impact will depend on numerous factors,

including the characteristics of the desalination plant and its reject brine, the location and the

area of influence of the discharge, but also on the nature and tolerance of the marine

organisms affected by this effluent (Ahmed et al., 2000; Einav et al., 2002 Lattemann and

Höpner, 2003).

Seagrasses constitute an important ecosystem susceptible of being affected by the

seawater desalination activity, due to their coastal location and their elevated sensitivity to

changes in the environmental quality (Short and Wyllie-Echeverria, 1996; Bianchi and Morri,

2000; Ferrat et al., 2003). Particularly, Posidonia oceanica (L.) Delile is an endemic and

protected seagrass in the Mediterranean Sea, where it forms one of the most relevant and

productive communities (Boudouresque and Meinesz, 1982). However, this species is

considered very vulnerable and has suffered a notable regression commonly attributed to

several human activities (Sánchez-Lizaso et al., 1990; Ruiz, 2000). Recent studies have

demonstrated the low tolerance of this species to salinity increments (Buceta et al., 2003;



Fernández-Torquemada and Sánchez-Lizaso, 2005). Consequently, affecting this community

with the brine discharge from desalination plants should be avoided, by selecting an

appropriated discharge location not inhabited by this species or by mitigating any possible

effects with a previous dilution of the effluent, but also establishing a carefully designed

monitoring program in order to assess the brine plume distribution over time and taking

appropriate measurements when necessary (Höpner, 1999; Einav et al., 2002).

Monitoring programs consist in the repeated observation of a system with the purpose

of detecting a change (Short et al., 2002; Kingsford and Battershill, 1998). These programs

should be designed to identify any potential signs of disturbance in an ecosystem at an early

stage; therefore they need a regular sampling in time with an adequate replication at more

than one location. Environmental monitoring usually focuses on data collected from relevant

biological or physical parameters that are considered useful targets for assessing the studied

impact. As seawater desalination is a relatively recent activity, available information

regarding the monitoring of desalination brine effluents and about to their effects in the

marine ecosystem is limited (Chesher, 1975; Tomasko, 1999; Castriota et al., 2001; Pérez

Talavera and Quesada Ruiz, 2001). In Spain, the desalination activity is properly regulated

through state and local policy, in this legislation it is included a strict implementation of the

Environmental Impact Assessment and its associated monitoring programs.

The main objective of this paper is to present the results of the monitoring, on time and

space, of the brine effluent originated by the SWRO desalination plant of the New Channel of

Cartagena in San Pedro del Pinatar (Murcia, SE Spain), as well as to quantify the potential

effects associated with this discharge on the most sensitive and relevant communities present

in the area (Posidonia oceanica meadows, bioherms of Dendropoma petraeum, and

echinoderms).


2.1. Situation and description of the desalination plant

The desalination plant of the New Channel of Cartagena went online in May of 2005 in

Murcia (SE Spain; Fig. 1). It uses seawater reverse osmosis (SWRO) technology and has nine

lines with a freshwater maximum production of 65,000 m3 d-1. For seawater supply it utilises

a superficial reception of seawater by means of horizontal directed drilled wells. The average



recovery rate of the plant is approximately 44 %, implying a reject water with an elevated

salinity (≈ 70 psu).

Figure 1. Location of the New Channel of Cartagena SWRO desalination plant and situation of the sampling stations (control and desalination localities) employed for the monitoring of the biological communities.

Initially, as the construction of the main pipe line for the brine discharge had not been

concluded, the brine was provisionally discharged at the coastline, at 2 m of depth after its

dilution with seawater. The seabed of this area mainly consisted on sand with a few patches of

rocks, dead Posidonia matte and Dendropoma petraeum formations in the lower mid-littoral

in some emerging rocks. The endemic and protected seagrass Posidonia oceanica appeared at

4 m depth and approximately 200 m from the discharge point (Fig. 1). Dendropoma petraeum



forms crusts and ledges in the lower mid-littoral of the four emerging rocks close to the

discharge point (Fig. 1). Due to the peculiarities of this provisional brine disposal, the

operation of this desalination plant was carried out in a progressive way, increasing the

number of effective lines at the same time that the dilution of its brine, with the purpose of

avoiding any adverse and irreversible effect on the P. oceanica meadows.

2.2. Monitoring of the effluent dispersion (on time and space)

The monitoring program was carried out from May 2005 to the moment in which the

main pipeline for the brine discharge was finished in January 2006. During this monitoring

program it was necessary to control the temporal and spatial dispersion of the effluent, by

measuring the physical properties of the seawater in the vicinity of the desalination plant

discharge.

- Brine distribution on the space

In order to know the spatial distribution and the dilution of brine in the closest area to

the effluent discharge we carried out eight surveys, coinciding with the increment of the

desalination production or with new dilutions of the brine. In each campaign a grid of 60

sampling stations near the brine discharge point was established. Each station was positioned

using a GPS (precision ± 5 m) and salinity measurements were taken from the seawater

column. It was utilised a CTD (conductivity, temperature and depth device), with a measuring

range of 0-70 psu and a resolution ± 0.01 psu.

- Temporal changes of salinity

Due to the vicinity of the Posidonia oceanica meadow to the discharge point (≈ 200 m)

it should be necessary to control and have a continuous register of salinity values on this

community. With this purpose five CTs (conductivity and temperature sensors), with

incorporated data loggers, were deployed in the Posidonia oceanica upper limit (4 m depth),

two of them connected to buoys that transmitted directly the salinity values to the plant, while

salinity data of the rest of the CTs were weekly acquired. Another CT was located before the

discharge, to monitor changes in the salinity effluent due to changes in the dilution. A

protocol was established in order to increase the dilution of the brine or reduce the number of



desalination lines in operation, when salinity increments over the reference limits were

observed in the Posidonia meadow.

2.3. Monitoring of the biological communities

In addition to control salinity on the receiving environment, representative biological

communities were also monitored in this area. Biological organisms selected for the

monitoring program included both, Posidonia oceanica meadows and Dendropoma petraeum

formations, due to their ecological relevance, and echinoderms, due to their sensitiveness to

changes in salinity. Five stations were selected (Fig. 1): two localities were situated as near as

possible to the outlet of the desalination plant, and the other three (controls) far enough to be

not affected by the brine however with similar conditions as the previous ones. This sampling

design will allow us to determine if observed changes are due to the influence of the brine

discharge or to natural variability. At each station and at two different depths (in the upper

limit, at 4 m depth, and in the continuous meadow at 7 m depth), three sites with four

permanent parcels for P. oceanica were established. Each parcel was a 20 x 20 cm frame at 4

m depth and 40 x 40 cm at 7 m depth, inside of which all Posidonia shoots were counted. In

addition seagrass cover was determined and ten shoots were haphazardly collected and

transported to the laboratory, where the morphology, biomass, load of epiphytes and

herbivore pressure of plants were determined (Sánchez-Lizaso, 1993). Echinoderms density

was estimated at the same localities but only in the upper limit of the seagrass meadow ( 4 m

depth) with 10 replicate transect of 10 m2, and over a substrata of dead matte and rock at 3 m

depth. The distribution of Dendropoma petraeum bioherms around the brine discharge point

was evaluated by means of visual inspection/census before the desalination plant began to

operate. In addition samples of the observed colonies were obtained as reference to detect

sublethal effects when comparing with posterior samples. Monitoring of these organisms was

done before and after the desalination plant went online (every three months).

2.4. Statistical analysis and spatial representation of data

An interpolation of the data obtained in each campaign was made using the kriging

technique, with the purpose of getting a real representation of the salinity variable in the

space. Before using this methodology, it must be probed some kind of spatial correlation

between data. For this reason it was utilised the GeoEAS (Geostatistical Environmental

Assessment Software) program. With this program we obtained the experimental variogram,



the model that better fits to it (subprogram VARIO) and its validation (subprogram VALID).

Then the obtained model was used with the Surfer v.7 program to get the graphical spatial

representation of salinity data in the studied area.

We used a Before-After Control-Impact (BACI) analysis to detect any potential impact

of the brine discharge on the biological organisms selected (Short and Coles, 2001). This

technique compares an impacted area with a control or reference area, after and before a

disturbance has happened. The data of structure of meadows (permanent parcels density and

cover) and shoot metrics of Posidonia oceanica, as well as those of echinoderms density, were

statistically evaluated using analysis of variance (ANOVA) with the purpose of determining

differences between locations close to the brine discharge and controls (Underwood, 1997).

All calculations were performed using the GMAV.5 program with a minimum significance

level established at p < 0.05.

3. Results and discussion

In January of 2006 the construction of the main pipe line for the desalination plant was

concluded, finishing the provisional monitoring program. During this period of time no

significant environmental variations attributable to the brine discharges from the desalination

plant were found, as it will be exposed in the next paragraphs.

3.1. Monitoring of the brine effluent behaviour (on time and space)

Figure 2 shows two examples of the results obtained in the surveys carried out with the

CTD in order to estimate the spatial dispersion of brine in the area. We detected the highest

salinities in the survey performed in June 8, when the desalination plant was working with 2

lines and 4:1 dilution. But even in this case the spatial distribution of the brine plume is quite

reduced and salinity values did not exceed 38.2 psu. In this figure we can also observe that

brine dispersion is guided by the direction in which the bathymetry increases and by the

predominant north to south coastal currents of the area. Afterwards the dilution was enlarged

and in the rest of the surveys it was detected a smaller spatial dispersion of brine or the

complete mixing.



Figure 2. Spatial representation of salinity distribution on the seafloor close to the brine discharge point obtained in two different surveys (June and July).

Salinity evolution on time recorded by the CTs in the different stations, situated in the

upper limit of the P. oceanica meadow, is reflected in the Figure 3. It can be observed that

during April the salinity was similar in all the stations and oscillated between 37.5 and 38 psu.

During this period of time we did not detect any increase of the salinity because just cleaning

operations with seawater of the desalination devices took place. However, a significant

salinity increase was observed (> 39 psu) when the desalination plant began to operate in

May, with a very low dilution considering the number of working lines. When this salinity

value was reached on the Posidonia oceanica meadow the previous dilution of brine was

increased in order to accomplish the limits established at the monitoring program. Later the

number of lines in operation was enlarged until a maximum of four lines in August, while the

rest of the time the desalination plant worked with three.



Regarding the salinity recorded by the CT located before the discharge point, in the

Figure 4 it can be observed that the brine, once diluted, did not reach a salinity of 47 psu

during this time.

Figure 3. Representation of the average salinity data (psu) obtained in the control stations (black line) and in the locality in front of the brine discharge point (grey line).

Figure 4. Average salinity values (psu) registered before the discharge in order to control the real dilution of brine with the seawater.



3.2. Monitoring of the biological communities

During this monitoring program of the provisional brine disposal we have not detected

any evidence of affection on the studied biological communities in the area surrounding to the

discharge (Posidonia oceanica meadows, bioherms of Dendropoma petraeum, and

echinoderms).

Population dynamics and metrics of Posidonia oceanica showed a quite homogeneous

behaviour between localities and before and after the desalination plant went online only

seasonal changes were observed. Significant differences were not detected between control

areas and the ones located next to the brine disposal. The same trend was detected for the

other sensitive organisms to salinity changes. Echinoderms of the closest station to the

discharge point did not show any significant differences regarding the control stations and no

changes were observed in the bioherms of Dendropoma petraeum after the brine discharge.

Conclusion

Up to the moment, few studies have evaluated the potential effects associated to the

brine discharge of a desalination plant on the surrounding environment, and those that do

generally do not compare biological communities before and after the disturbance (Chesher,

1975; Tomasko, 1999; Castriota et al., 2001; Pérez Talavera and Quesada Ruiz, 2001). The

information obtained in this work can be considered very useful for its application to future

similar projects in the Mediterranean region.

In this paper it has been studied the provisional brine discharge in the coastline (at 2 m

depth) of the New Channel of Cartagena SWRO desalination plant in San Pedro del Pinatar

(Murcia, SE Spain). In spite of the discharge was done in an area of very high environmental

value, the environmental impact of desalination brine discharges can be minimized by means

of a proper dilution of the concentrate and reducing the production of the desalination

installation when it was considered necessary. In this case, priority for the owner of the plant

has been the environmental protection and not the water production. In order to allow the

desalination plant to work at its full capacity a pipeline of more than 5 km of longitude has

been constructed and the discharge is now at 35 m depth, below the more sensitive

communities.

Resultados del plan de vigilancia del vertido de la

planta desalinizadora de agua marina por OI de Alicante

CHAPTER 8

Modificado de: Fernández-Torquemada, Y., González-Correa, J.M., Sánchez-Lizaso, J.L. 2005. Preliminary results of the monitoring of the brine discharge produced by the SWRO desalination plant of Alicante (SE Spain). Desalination 182, 395-402. Fernández-Torquemada, Y., González-Correa, J.M., Sánchez-Lizaso, J.L. Echinoderms as indicators of brine discharge impacts. Desalination and Water Treatment (in press).



ABSTRACT

Data from monitoring of the dispersion and effects of the hypersaline effluents originated by

desalination plants are quite scarce. The objective of this paper is to present the monitoring,

on time and space, of the brine discharge originated by the Alicante seawater desalination

plant (SE Spain). Since the seawater reverse osmosis (SWRO) desalination plant started to

operate in September 2003, to the date, several campaigns were made in order to determine

the seasonal and spatial distribution of the brine plume and its dilution along the area.

Moreover, we sampled echinoderms communities and Posidonia oceanica meadows, for nine

consecutive years and in three different stations, i.e. before the SWRO desalination plant

began operating and thereafter.

One year after the plant operation, the results obtained at these campaigns showed that

dilution of the brine was lower than expected and could affect significant extensions of

marine communities. Initially, echinoderms disappeared from the localities affected by the

desalination brine, but, two years later, when the desalination brine was diluted with seawater

prior to discharge, it was observed a recovery of echinoderm densities in these localities.

On the other hand, Posidonia oceanica meadows are in regression in Alicante Bay since 1981,

when the upper limit was at 13 while it has moved to 16 m depth in 2007. Moreover,

Posidonia meadow has loss approximately 30 Ha per year from 1994 until 2007, which means

a total of 398 Ha during all this period. Where the meadow persists, we have found an

important reduction in its vegetative division, shoot density and its coverage. All these results

reveal a significant regression of the P. oceanica meadow probably related to the sum of the

effects of different local disturbances, such as the Alicante port enlargement, bottom trawling,

boat anchoring and sewage outfalls.

Therefore, we cannot conclude a significant effect of the desalination discharge on the

Posidonia oceanica meadows regression, but we detected a significant effect on echinoderm

populations. These organisms may be used as early indicators to monitor impacts associated

with a desalination brine discharge, but also to detect a possible recovery of a previously

impacted area when additional mitigation measures to reduce the impact of brine discharge

have been implemented.



RESUMEN

Los datos de seguimiento de la dispersión y los efectos de los efluentes hipersalinos

originados por las plantas desalinizadoras son muy escasos. El objetivo de este trabajo es

presentar el seguimiento, en tiempo y espacio, del vertido de salmuera originado por la planta

desalinizadora de agua de mar por OI de Alicante (SE de España). Desde que la

desalinizadora comenzó a funcionar en septiembre de 2003, hasta la fecha, se han hecho

varias campañas, con el fin de determinar la distribución temporal y espacial de la pluma de

salmuera y su dilución a lo largo de la zona. Por otra parte, se muestrearon las comunidades

de equinodermos, y praderas de Posidonia oceanica, en tres estaciones diferentes, durante

nueve años consecutivos, con la primera campaña antes de que la desalinizadora empezara a

funcionar.

Un año después del vertido, los resultados obtenidos en estas campañas demostraron que la

dilución de la salmuera era inferior a la esperada según los modelos de dilución, y podría

afectar a extensiones significativas de las comunidades marinas. Inicialmente, los

equinodermos desaparecieron de las localidades afectadas por la salmuera, pero, dos años más

tarde, cuando la salmuera se diluyó con agua de mar antes de su descarga, se observó una

recuperación de las densidades de equinodermos en estas localidades.

Por otro lado, las praderas de Posidonia oceanica están en regresión en esta zona de la Bahía

de Alicante desde 1984, cuando el límite superior se encontraba a los 13 m de profundidad,

mientras que se encontró a 16 m en el año 2007. Además, la pradera de Posidonia ha sufrido

una pérdida de aproximadamente 30 hectáreas por año desde 1994 hasta 2007, lo que

significa un total de 398 hectáreas durante todo este período. Y donde la pradera persiste

hemos encontrado una importante reducción en su división vegetativa, densidad y cobertura.

Estos resultados ponen de manifiesto una regresión significativa de la pradera de P. oceanica

probablemente relacionado con la suma de los efectos de las diferentes perturbaciones locales,

como la ampliación del puerto de Alicante, la pesca de arrastre, el anclaje de embarcaciones y

los emisarios de aguas residuales.

Aunque no se puede concluir un efecto significativo del vertido de la desalinizadora en las

praderas de P. oceanica, sí que se observó un efecto sobre las poblaciones de equinodermos

que se recuperaron al introducir la dilución del vertido. Estos resultados indican que los

equinodermos pueden ser utilizados como indicadores para monitorear los impactos asociados

con un vertido de salmuera, así como para detectar una posible recuperación de una zona

previamente afectada, cuando se han empleado medidas adicionales de mitigación para

reducir el impacto del vertido de salmuera.



1. Introducción

La desalinización de agua de mar ha adquirido una gran importancia en las últimas

décadas en muchos de los países mediterráneos, así como en otras regiones del mundo con

escasez de agua potable (Gleick, 1998; Schiffler, 2004). Como consecuencia, el estudio de los

impactos potenciales de esta actividad en el medio marino se ha vuelto particularmente

relevante en los últimos años (Fernández-Torquemada et al., 2005 a; Raventos et al., 2006;

Gacia et al, 2007; del-Pilar-Ruso et al., 2007, 2008, 2009; Riera et al., 2011, 2012). La técnica

más empleada en la mayoría de desalinizadoras es la de ósmosis inversa (Morton et al., 1996),

que produce un volumen considerable de agua de rechazo de elevada salinidad (44-90 g L-1).

Esta salmuera se suele verter directamente al medio marino (Ahmed et al., 2001; Lattemann

and Höpner, 2003), donde forma una pluma de alta densidad que se hunde y se extiende

siguiendo la pendiente batimétrica (Fernández-Torquemada et al., 2005 a, 2009). Su

dispersión espacial dependerá de las características de la planta desalinizadora y de sus aguas

de rechazo, pero también de las condiciones físicas (batimetría, rugosidad, hidrodinamismo,

etc.) del ambiente receptor (Ahmed et al., 2000; Einav et al., 2002; Lattemann and Höpner,

2003). La dispersión de la salmuera puede ser reducida significativamente si el vertido es

previamente diluido con aguas de depuradora, de instalaciones térmicas o con la propia agua

de mar (Voutchkoy, 2007). Por otra parte, la afección también puede minimizarse al

seleccionar una adecuada localización del punto de vertido (Fernández-Torquemada et al.,

2004) o al establecer unos programas de vigilancia ambiental correctamente diseñados, con el

fin de conocer la distribución de la salmuera y tomar las medidas apropiadas cuando sea

necesario (Fernández-Torquemada y Sánchez-Lizaso, 2007).

Las elevadas salinidades asociadas a este tipo de vertidos pueden producir efectos

negativos en las comunidades bentónicas. Especialmente en los organismos habituados a

ambientes de salinidad estable, que viven fijos al fondo o poseen escasa movilidad, y que son

incapaces de huir de dicho incremento de la salinidad (Del Bene et al., 1994; Gacia y

Ballesteros, 2001; Einav y Lokiec, 2003; Lattemann y Höpner, 2003; Purnama et al., 2003).

Estos efectos negativos dependerán de la salinidad máxima que se alcance, la persistencia en

el tiempo de dichas salinidades y la sensibilidad de las especies afectadas. En el Mar

Mediterráneo algunos estudios han detectado efectos negativos de los efluentes de salmuera

en angiospermas marinas (Fernández-Torquemada et al., 2005 a; Gacia et al., 2007; Ruiz et

al., 2009) y en comunidades de infauna (del-Pilar-Ruso et al., 2007, 2008, 2009; Riera et al.,



2011, 2012), pero existen muy pocos trabajos relacionados con organismos pertenecientes a la

epifauna, como los equinodermos (Raventos et al., 2006; Gacia et al, 2007).

Para el presente estudio se eligieron como posibles bioindicadores del efecto del vertido

a las praderas de Posidonia oceanica, debido a su amplia distribución en el Mar Mediterráneo,

a su importante función ecológica y a que se trata de una especie protegida (Pasqualini et al.,

1998; Procaccini et al., 2003). Además, se trata de una especie sésil, que posee a la vez

estructuras de alta tasa de renovación (hojas) y de baja renovación (rizomas), está en contacto

directo con la columna de agua y el sedimento, es muy sensible a diversos impactos humanos

y posee la capacidad de registrar cambios en la calidad ambiental (Pergent-Martini, 1998;

González-Correa et al., 2005; Pergent-Martini et al., 2005; Fernández-Torquemada et al.,

2008 a), a lo que se ha de añadir el gran conocimiento que se tiene sobre su fisiología y sobre

su función y estructura en el ecosistema (Romero et al., 2007). También se emplearon las

comunidades de equinodermos, ya empleados con éxito como bioindicadores de la

contaminación marina, debido a su abundancia, amplia distribución y relevancia ecológica

(Brusca y Brusca, 2003; Sugni et al., 2007). Además, son considerados como especies

estrictamente marinas, por lo que se espera que sean muy sensibles ante los incrementos de

salinidad, como ya se observó en un vertido de desalinizadora en la isla de Formentera (Gacia

et al., 2007).

El principal objetivo del presente estudio es determinar la distribución espacial y

estacional de la descarga de salmuera de la planta desalinizadora de Alicante, y cuantificar los

posibles impactos asociados con esta descarga en las praderas de Posidonia oceanica y en las

poblaciones de equinodermos presentes en la zona de vertido.


2.1. Descripción de la planta desalinizadora y del área de estudio

El área de estudio está localizada en la Bahía de Alicante (Fig. 1), donde una planta

desalinizadora por OI comenzó a funcionar en septiembre del año 2003. El agua de origen a

tratar la obtiene de pozos costeros. Inicialmente, tenía una capacidad máxima de 50,000 m3 d-

1, con una tasa de recuperación del 42-44 %, lo que representaba un vertido de

aproximadamente 66,000 m3 d-1 con una salinidad de 68 ups. Sin embargo, en enero del año

2006 la instalación se amplió para producir hasta 68,000 m3 d-1, aunque desde entonces la

producción se haya mantenido en aproximadamente 60,000 m3 d-1 la mayor parte del tiempo.



Además, en julio de 2008 entró en funcionamiento la planta desalinizadora de Alicante II que

ha duplicado la capacidad de producción de agua en otros 68,000 m3 d-1, aunque no ha estado

funcionando de modo constante y se ha puesto en marcha en función de las necesidades de

abastecimiento. Desde la ampliación de Alicante I se introdujo la posibilidad de diluir la

salmuera con agua de mar previamente a su descarga. La dilución de la salmuera no es

constante, y ha oscilado entre 1.5 y 10 partes de agua de mar por cada parte de salmuera,

según los resultados del programa de seguimiento ambiental.

Figura 1. Situación de las localidades de muestreo sobre las praderas de P. oceanica. También se puede observar el punto de vertido de las desalinizadoras, así como el puerto de Alicante y su ampliación, el emisario de la EDAR Rincón de León y otros impactos antropogénicos de la zona.



El vertido de dichas desalinizadoras se realiza de modo conjunto en la costa, en la Cala

de los Borrachos, al sur del puerto de Alicante, ya que ésta es un área considerablemente

degradada por la acción de múltiples impactos previos, entre los que se incluye desde la

influencia de la ciudad de Alicante y de su puerto, hasta los efectos de la pesca de arrastre, el

fondeo de grandes embarcaciones, el vertido de aguas residuales e industriales o la descarga

de hidrocarburos (Fig. 1). Todo ello ha provocado una importante regresión en la pradera de

P. oceanica existente, que inicialmente formaba una pradera continua entre 1 y 30 m de

profundidad, y cuyo límite superior en 1981 ya había retrocedido hasta aproximadamente 13

m de profundidad (Ramos-Esplá, 1984) y en el año 2003 se encontraba a 16 m de profundidad

(Fernández-Torquemada et al., 2008 b). En esa zona la pradera está formada por pequeñas

matas aisladas de Posidonia (de entre 0.15 y 0.7 m de diámetro) dispersas y rodeadas de mata

muerta cubierta de sedimentos finos y macroalgas (Caulerpa prolifera, C. racemosa y

Dictyopteris sp.). A partir de los 19 m la pradera se hace continua y presenta un mejor estado

de conservación, con una mayor densidad y menor proporción de mata muerta.

Las localidades de estudio se seleccionaron en el límite superior de la pradera (16 m) y

en la zona de pradera continua (20 m), antes de la puesta en marcha de la planta

desalinizadora. La situación inicial de las localidades se realizó según las predicciones sobre

la dispersión del vertido (Sánchez-Lizaso et al., 2003). Así, se escogió una localidad que se

vería potencialmente impactada (localidad “Desalinizadora”) frente al punto de vertido, y dos

controles a aproximadamente 2 km hacia el norte y el sur de la misma (localidades “Puerto” y

“Urbanova”, respectivamente; Fig. 1). Las localidades se encontraban separadas únicamente 2

km entre ellas, ya que estimamos que se trata de una distancia suficiente para que los

controles no se viesen afectados por la desalinizadora. Los controles no se situaron más

alejados del vertido porque así aseguramos, en parte, que la pradera sea de características

similares y que se encuentre sometida a los mismos impactos previos (efectos del puerto,

emisario de aguas residuales, etc.) en las tres localidades. Estos impactos son independientes

del funcionamiento de la desalinizadora y si no son tenidos en cuenta podrían llevarnos a

emitir falsas conclusiones en un posterior seguimiento de la evolución de la pradera. No

obstante, durante la realización de este trabajo se pudo observar como la salinidad llegaba a

uno de los controles potenciales situado a 16 m de profundidad (Urbanova) por lo que el

diseño de las localidades se modificó a partir del año 2007, antes de la entrada en

funcionamiento de la desalinizadora Alicante II, añadiéndose otro control 4 km al norte del

vertido (localidad “Postiguet”), también en pradera degradada, y otro 7 km al sur (localidad

“Arenales”), en pradera continua y en buen estado (Fig. 1).



2.2. Seguimiento de las comunidades biológicas

Los organismos seleccionados para el presente estudio fueron las praderas de Posidonia

oceanica, debido a su elevada relevancia ecológica, y las comunidades de equinodermos,

debido a su alta sensibilidad ante los cambios de salinidad (Irlandi et al., 1997; Basuyaux et

al., 1998). Tanto la toma de datos in situ como la recolección de las muestras se llevo a cabo

mediante buceo autónomo.

- Praderas de Posidonia oceanica

Previamente al vertido de la desalinizadora, se caracterizó la estructura y dinámica de la

pradera de P. oceanica en la zona para seleccionar las localidades de estudio. En ellas se

tomaron muestras de haces ortotropos (5 por localidad) para su posterior procesado en el

laboratorio (Romero, 1985; Sánchez-Lizaso, 1993). Posteriormente, en el mes de junio de

cada año, se volvieron a recolectar haces ortótropos para comprobar la evolución de sus

descriptores frente al efecto del vertido, evitando el efecto de la variabilidad estacional que se

da en esta especie (Alcoverro et al., 1998; Invers et al., 2002). Además, en dos de los

muestreos (verano 2004 e invierno 2005), antes de la ampliación de la desalinizadora, y de la

dilución de su vertido, se marcaron las hojas de 30 haces según el método de Zieman

modificado (1974), con el fin de detectar cualquier posible efecto del vertido sobre el

crecimiento de las plantas.

Adicionalmente, se eligieron 3 sitios al azar dentro de cada localidad para evitar la

pseudoreplicación espacial (Kingsford y Battershill, 1998). En cada uno de los sitios se

colocaron 4 parcelas permanentes para el estudio de la dinámica poblacional de P. oceanica

(González-Correa et al., 2007). Cada parcela consistía en un cuadrado de 40 x 40 cm, dentro

del cual se marcaron todos los haces de Posidonia mediante una brida de plástico en su

rizoma. Con esta técnica se determinó la tasa de desaparición o división de las plantas

marcadas para estimar la evolución de la pradera en sucesivos muestreos. Posteriormente a la

puesta en marcha de la desalinizadora, en verano de cada año, se visitaban dichas parcelas y

se determinaba el número de haces nuevos, muertos o estables. En cada una de las visitas se

remarcaban con una nueva brida los haces nacidos entre los sucesivos muestreos, se quitaban

las bridas de los muertos y se marcaban nuevos haces si se consideraba necesario (por pérdida

de bridas o excesiva mortalidad en la parcela permanente).



Al mismo tiempo, para evaluar la evolución de la pradera de Posidonia oceanica

localizada en la Bahía de Alicante afectada por el vertido, se compararon cartografías

bionómicas de dicha área realizadas en los años 1994, 2003, 2007 y 2010. Para ello se

dispone de los datos obtenidos en 1994 por el Instituto de Ecología Litoral (Ramos-Esplá et

al., 1994) y de las campañas de cartografía realizadas por Estudios Geológicos Marinos

(ESGEMAR, S.A.) y la Universidad de Alicante para el estudio preoperacional (Sánchez-

Lizaso et al., 2003) y el seguimiento de la desalinizadora (Sánchez-Lizaso et al., 2007, 2010).

Adicionalmente, nos ayudamos de las cartografías iniciales para seleccionar 22 puntos

dentro de la pradera en los que se estimó la densidad y cobertura de P. oceanica, que se

transformó en densidad global, con anterioridad a la puesta en marcha de la desalinizadora

(año 2003) y posteriormente (año 2007).

- Comunidades de equinodermos

La densidad de equinodermos se estimó en las mismas localidades empleadas para el

seguimiento de P. oceanica, pero únicamente en el borde superior de la pradera (16 m). Para

ello se realizaron 10 censos visuales en cada localidad, consistentes en transectos lineales de

10 m2 cada uno, en los que se contó e identificó las especies de equinodermos presentes.

Estos muestreos se repitieron cada año, desde la puesta en marcha de la desalinizadora hasta

la actualidad.

2.3. Control de las condiciones físico-químicas del área de estudio

- Campañas y adquisición de datos de salinidad

Con el fin de estimar la dispersión espacial y temporal de la salmuera en la zona más

cercana al vertido, se llevaron a cabo cuatro campañas cada año. En cada una de estas

campañas se tomaron datos en más de 100 estaciones equidistantes localizadas a diferentes

distancias del efluente. En cada estación se obtuvo la distribución vertical de la salinidad, y

temperatura, mediante un CTD (sensor de conductividad, temperatura y profundidad) de la

marca RBR, con un rango de medida de 0-70 ups y una resolución de ± 0.01 ups.

Por otra parte, se instalaron CTs (sensores de conductividad y temperatura) con el fin de

tener un registro simultáneo y más continuo de la salinidad en las localidades de seguimiento

de las praderas de P. oceanica. Con dicho fin se emplearon intervalos de medida de 10



minutos y se descargaron los datos mensualmente, para evitar interferencias de posibles

incrustaciones en los sensores de medida. Aún así, se dieron determinadas interrupciones en

los registros por causas diversas, desde la pérdida de algún aparato, al deterioro de los mismos

con el paso del tiempo.

- Caracterización de otros parámetros ambientales

Además de la salinidad, y debido a la relevancia que las características del sedimento y

la intensidad de luz incidente tienen sobre las praderas de P. oceanica, también se tomaron

datos de otros parámetros físico-químicos como la granulometría, el pH, el contenido en

materia orgánica del sedimento y la irradianza, en algunos de los muestreos.

Con tal fin, en las localidades de estudio se recogieron muestras de sedimento mediante

nucleadores de 4 x 20 cm. Posteriormente se midió el pH en los 4 cm más superficiales de la

muestra empleando un pH-metro (modelo Crison 507) y se extrajo una submuestra para el

análisis de la materia orgánica según la técnica de Luczak et al. (1997). Con el resto de la

muestra se realizó el análisis granulométrico empleando la metodología descrita por

Buchanan (1984).

El nivel de irradianza se midió “in situ” empleando un fotómetro MDS Mk-L (Alec

Electronics) en cada localidad, con una precisión de ± 0.5 µmol m-2 s-1. Los fotómetros fueron

fijados mediante barras metálicas sobre el fondo, a la altura del estrato foliar de Posidonia, y

tomaron medidas cada 10 minutos durante 10 días seguidos, para evitar los efectos de

posibles incrustaciones. Los cálculos de porcentaje de irradiación respecto a la superficie

(Observatorio Meteorológico del Aeropuerto de Alicante) se hicieron según González-Correa

et al. (2008).

2.4. Representación espacial y análisis de datos

Con los datos de salinidad obtenidos en cada campaña se realizó una interpolación

mediante la técnica de kriging, para obtener una representación en el espacio de la variable

estudiada lo más real posible. La técnica de kriging se emplea para predecir el valor de una

variable en localidades no muestreadas, basándose en un modelo geoestadístico (Oliver y

Webster, 1990). Con el fin de aceptar dicho modelo se empleó un test de validación cruzada

que compara los valores estimados con las medidas reales. La predicción del kriging es

entonces presentada como un mapa de contornos para obtener la representación gráfica



espacial de los datos de salinidad en el área estudiada. Ambos procesos, el kriging y la

validación cruzada, se realizaron empleando la extensión Geostatistical Analyst del programa

ArcGIS© v.9.0 (Johnston et al., 2001).

- Análisis estadísticos de los datos

Para poder determinar la existencia de diferencias significativas entre las localidades de

estudio se emplearon distintos modelos de análisis de la varianza (ANOVA), comprobándose

con anterioridad la homogeneidad de las varianzas mediante el test de Cochran (Underwood,

1997). Cuando fue posible, se realizaron ANOVAs con los datos de las tres localidades

iniciales muestreadas a dos profundidades y posteriormente se tuvieron en cuenta las dos

nuevas localidades añadidas en la profundidad superior.

Los datos de los parámetros ambientales (pH sedimento, contenido en materia orgánica,

granulometría e irradianza) se analizaron con un ANOVA de tres factores independientes

(localidad, profundidad y tiempo). Los datos de dinámica poblacional obtenidos de las

parcelas permanentes se analizaron mediante un ANOVA para medidas repetidas en el

tiempo, teniendo en cuenta el factor localidad y el factor tiempo. Mientras que para analizar

los datos de caracterización de los haces se empleó un ANOVA de tres factores

independientes (localidad, profundidad y tiempo). Y en cuanto a los datos de crecimiento

foliar, se empleó un modelo más simple (2 factores) en el que se tuvo en cuenta la localidad y

la profundidad. La densidad de equinodermos en las distintas localidades se analizó mediante

un ANOVA asimétrico, con un modelo lineal consistente en dos factores fijos ortogonales: el

tiempo (9 años divididos en tres periodos: 1 año previo al funcionamiento de la

desalinizadora, 2 años a posteriori, en el que el vertido no se diluía, y los últimos 6 años con

una predilución de la salmuera) y las localidades (3, con un supuesto distinto grado de

impacto).

En todos los casos, cuando se obtuvieron diferencias significativas para algún factor, se

aplicó el test post hoc de comparaciones múltiples SNK (Student-Newman-Keuls), con el fin

de determinar diferencias específicas entre los tratamientos. Todos los cálculos fueron

realizados empleando el programa estadístico STATISTICA v.6.0, empleado un nivel de

significación mínimo establecido a p<0,05.



3. Resultados

3.1. Condiciones físico-químicas del área de estudio y comportamiento del vertido

- Sedimentos

Las características de los sedimentos en el área se mantuvieron considerablemente

homogéneas, antes y después de la puesta en marcha de la planta desalinizadora (Tabla 1, Fig.

2). Los valores de pH oscilaron entre 7.5 y 7.7 en todas las localidades durante todo el

muestreo. El contenido en materia orgánica fluctuó entre un 4.0 y un 8.2 %, siendo

significativamente superior en todas las localidades situadas a 16 m junto a la del Puerto a 20

m. En todas las localidades dominaba la fracción sedimentaria más fina, con un porcentaje de

fangos del 16-61 % y del 25-66 % de arenas finas, destacando la localidad del Puerto 16 m

por su significativo mayor porcentaje en fangos (61 %). En cuanto a la interacción entre el

tiempo y las localidades y profundidades (Tabla 1), únicamente se detectó un incremento

significativo en el porcentaje de gravas de la localidad Desaladora a 20 m, a la vez que una

disminución significativa en la cantidad de arenas finas. Cambios que, en cualquier caso, no

se pueden relacionar con el vertido de la desalinizadora.

Tabla 1. Resumen de los ANOVAs realizados a los factores abióticos del sedimento de cada localidad de muestreo, antes y después de la puesta en marcha de la desalinizadora.

Fuentes de variación

G.l. pH M.O. Fango A. finas A.

medias A.

gruesas Gravas

F F F F F F F

Localidad 2 4.47 *

1.71 ns

27.34 ***

62.21 *** 2.22 ns

4.19 *

3.01 ns

Profundidad 1 4.75 *

66.41 ***

146.03 ***

236.67 *** 45.56 *** 0 ns

0.12 ns

Tiempo (AD) 1 0.2 ns

1.51 ns

0.52 ns

0.08 ns

3 ns

3.43 ns

0.2 ns

Loc x Pr 2 4.02 *

3.52 *

0.58 ns

65.44 *** 17.25 *** 51.62 ***

24.8 ***

Loc x T 2 0.43 ns

1.63 ns

0.98 ns

3.28 ns

1.74 ns

0.49 ns

1.67 ns

Pr x T 1 0.66 ns

0.22 ns

0.91 ns

0.39 ns

16.35 *** 0.44 ns

1.84 ns

Loc x Pr x T 2 0.31 ns 0.76 ns 0.66 ns 6.11 ** 2.33 ns 2.94 ns 8.1 **



Figura 2. Características de los sedimentos del área de estudio, antes (2003) y después (2006) de la puesta en marcha de la desalinizadora.



- Irradianza

Los datos de irradianza siguieron la estacionalidad típica en zonas templadas. Así, se

dan los mayores valores de DFFF y porcentaje de irradianza superficial durante los meses de

julio, junio y agosto, y los valores mínimos en noviembre y diciembre (Fig. 3). Los valores

promedios, teniendo en cuenta todos los periodos de muestreo, oscilan entre 3.7 (Desaladora

16 m) y 7.0 moles quanta m-2 s-1 (Arenales), 14.0 % (Desaladora 16 y 20 m) y 24.5 %

(Arenales) de irradianza superficial, y 0.112 m-1 (Arenales) y 0.145 m-1 (Desaladora 16 m) de

coeficiente de atenuación de la luz. Por lo tanto, destaca en todos los casos la localidad de la

desaladora a 16 m, donde se dan los menores valores de DFFF y el menor porcentaje de

irradianza superficial, acompañados del máximo coeficiente de atenuación. Prácticamente

todas las fuentes de variación analizadas provocaron diferencias significativas entre las

localidades estudiadas, al igual que muchas de las interacciones (Tabla 2). De hecho, en la

localidad Desaladora a 16 m se obtuvieron los valores significativamente menores de DFFF y

porcentaje de irradianza superficial en el mes de marzo del año 2008.

Tabla 2. ANOVA de los datos de irradianza (DFFF y porcentaje de irradianza superficial) estimados en las tres localidades iniciales (en 7 tiempos distintos) y en las localidades de ampliación del estudio (6 tiempos).

3 Localidades 5 Localidades


G.l. DFFF

%

G.l. DFFF

%

F p F p F p F p

Localidad 2 35.57 ***

34.47 ***

4 24.06 ***

26.72 ***

Profundidad 1 3.72 ns

14.16 ***

Tiempo 6 127.08 ***

34.00 ***

5 245.54 ***

69.29 ***

Loc x Pr 2 3.91 *

6.64 **

Loc x T 12 3.65 ***

3.71 ***

20 3.17 ***

2.24 **

Pr x T 6 142.08 ***

47.70 ***

Loc x Pr x T 12 3.92 *** 4.50 ***



Figura 3. Datos de irradianza del área de estudio, después de la puesta en marcha de la desalinizadora.



- Salinidad

Los resultados de las campañas realizadas con el CTD muestran como la salinidad

superficial no se vio afectada por el vertido, al contrario que en profundidad, donde se

encontró un incremento de la salinidad considerable, dependiendo de las condiciones

meteorológicas (Figs. 4A y 4B). También se observó como la dilución cerca del punto de

vertido es muy rápida, pero a mayor distancia la dilución no se hace tan patente, llegando a

encontrarse síntomas del vertido hasta una distancia de 5 km desde el mismo.

Sin embargo, esta tendencia no se da durante todo el año, ya que en verano, debido a la

formación de la termoclina estacional, las máximas salinidades no alcanzan el lecho marino

(Figs. 4C y 4D). En su lugar, dichas salinidades se detectan a la profundidad en la que se

encuentra la termoclina superficial entre 12 y 13 m normalmente (Fig. 5), como consecuencia

de las menores temperaturas que se dan por debajo de la termoclina, que forman una capa de

mayor densidad que la de la salmuera.

También se ha podido observar como, aunque después de la ampliación de la

desalinizadora se haya incrementado el volumen de sus aguas de rechazo, su área de

influencia se reduce o se mantiene similar, debido a la predilución de la salmuera.

Los datos de salinidad en la zona de estudio antes de la puesta en marcha de la

desalinizadora fueron de 36.9-38.2 ups, con una salinidad media de 37.5 ups (Tabla 3).

Durante los dos primeros años de funcionamiento, la salmuera se vertió sin una dilución

previa y detectamos un incremento de la salinidad en las localidades situadas frente al punto

de vertido y en la zona sur, alcanzándose salinidades medias y máximas 0.3-0.4 ups

superiores que las salinidad ambiental. Estos incrementos fueron persistentes en el tiempo. Si

asumimos que los valores de salinidad superiores a 38.3 ups están relacionados con el

efluente (ya que no se detectaron dichos valores previamente al vertido ni en la localidad

control), la influencia del vertido se observa durante más del 58 % del tiempo en la localidad

situada frente al vertido, mientras que en la localidad sur el 31 % de los datos superaban los

38.3 ups (Tabla 3). Por otra parte, cuando la planta desalinizadora se amplió y se diluyó su

salmuera previamente a ser vertida, todos estos valores se redujeron (Tabla 3).



Figura 4. Representación espacial de la distribución de la salinidad en el fondo en las campañas de abril del 2004 (A), abril del 2006 (B) y junio del 2007 (C). En la figura D se observa la salinidad en el nivel de la termoclina para ésta última campaña.



Tabla 3. Valores de salinidad registrados con los CTs en las localidades de muestreo, antes y después de la puesta en marcha de la planta desalinizadora.

Actuación desalinizadora

Dilución de la salmuera

Salinidad control (ups)

Incremento de la salinidad respecto a la control (ups)

Salinidades

superiores a 38.3 ups (%)

Salinidades superiores a 38.5

ups (%)

P16 D16 U16 P16 D16 U16 P16 D16 U16 Antes

37.5

0 0 0

0 0 0

0 0 0

Después Sin dilución 37.6

0 0.4 0.3

0.2 58.3 31.1

0 37.4 14.6

Con dilución 37.7

0 0.2 0.1 0.2 20 14.3 0 11.3 3.5 Localidades: P = puerto, D = desalinizadora y U = Urbanova, a 16 m de profundidad

Figura 5. Perfiles verticales de temperatura, salinidad y densidad obtenidos en dos campañas (febrero y agosto del 2004) en un punto en el interior de la pradera de Posidonia oceanica.



Como representación de algunos de los datos de recogidos por los CTs (Fig. 6), se

muestran a continuación, los obtenidos durante los periodos en los que se estimó el

crecimiento foliar de los haces de Posidonia oceanica, en verano del 2004 (18 agosto-18

septiembre) e invierno del 2005 (13 enero-10 febrero).

Como se puede observar en las gráficas, los valores medios de salinidad en verano

estuvieron comprendidos entre 37 y 38.1 ups. Valores similares a los de la salinidad de agua

de mar en condiciones naturales debido a que, como ya se ha comentado con anterioridad,

durante estos meses la termoclina estacional no permite que las elevadas salinidades asociadas

al vertido alcancen el fondo y, por consiguiente, las praderas de P. oceanica. Sin embargo, en

invierno los valores de salinidad en todas las localidades son superiores. Por una parte, en la

localidad del Puerto se detecta la entrada de aguas profundas y de mayor salinidad (38.1-38.3

ups), mientras que en las localidades de Urbanova y Desaladora se alcanzan valores de hasta

39.1 y 39.3 ups, respectivamente (Tabla 4). Además, de detectarse estas elevadas salinidades,

también se confirmó su persistencia, y durante dicho mes las plantas se vieron sometidas a

salinidades superiores a 38.5 ups entre el 52 % (Urbanova) y el 75 % (Desaladora) del tiempo.

Tabla 4. Valores de salinidad registrados con los CTs en las localidades de muestreo, en verano del 2004 (18 agosto-18 septiembre) e invierno del 2005 (13 enero-10 febrero).

Periodos Localidades (16 m)

Salinidades (ups) Porcentajes de superación

Media Máxima

> 38.3 ups > 38.4 ups > 38.5 ups > 39 ups

Verano 2004

Puerto

37.39 37.70

0.00 0.00 0.00 0.00

Urbanova

37.64 37.84

0.00 0.00 0.00 0.00

Desaladora

37.58 38.07

0.00 0.00 0.00 0.00

Invierno

2005

Puerto

38.17 38.31

0.50 0.00 0.00 0.00

Urbanova

38.51 39.10

74.63 66.97 52.28 0.00

Desaladora 38.77 39.26 86.48 76.20 74.81 29.79



Figura 6. Datos de salinidad recogida por los CTs en las tres localidades someras de estudio, durante la determinación del crecimiento foliar de P. oceanica.



3.2. Evolución de la superficie de la pradera de Posidonia oceanica

Inicialmente, Posidonia oceanica formaba una pradera continua en la Bahía de Alicante

entre 1 y 30 m de profundidad, aproximadamente. Los primeros datos sobre la regresión de la

pradera en la bahía son de 1981 (Ramos-Esplá, 1984), y muestran que el límite superior de la

misma se encontraba a aproximadamente 13 m de profundidad. En el año 2000 dicho límite

estaba a 15 m de profundidad y en la actualidad se encuentra a más de 16 m de profundidad

(Fig. 7).

La figura 3 representa la cartografía de la bahía de Alicante realizada en los años 1994,

2003, 2007 y 2010. Comparando las zonas comunes de las cartografías hemos estimado que

la pradera de Posidonia oceanica ha perdido aproximadamente 28 Ha por año desde 1994

hasta el 2003, lo que significa una total de 248 Ha durante todo este periodo, en el que las

zonas de pradera muy degradada se ampliaron a costa de la pradera en buen estado de

conservación. Entre el año 2003 y 2007 la regresión fue algo menor, perdiéndose 13 Ha de

pradera al año. Sin embargo, al comparar las dos últimas cartografías, del 2007 y 2010,

estimamos una reducción importante en todos los tipos de pradera. Perdiéndose 60 Ha de

pradera muy degradada, 196 Ha de pradera degradada y 21 Ha de pradera bien conservada.

Un total de 276 Ha, que se traducen en una pérdida de 92 Ha al año para este periodo (Tabla

5).

Tabla 5. Evolución de las superficies (ha) de Posidonia oceanica estimadas en el área de estudio de la Bahía de Alicante.

Estado Superficie 1994 (ha)

Superficie 2003 (ha)



Balance94-03 (ha año-1)



Pradera muy degradada

215.05 299.83 325.87 266.00 9.42 6.51 -19.96

Pradera degradada

350.20 292.59 354.95 159.00 -6.40 15.47 -65.16

Pradera en buen estado

775.32 499.83 358.47 338.00 -30.61 -35.34 -6.82

Total 1340.57 1092.25 1038.81 763.00 -27.59 -13.36 -91.94



Figura 7. Evolución del límite superior de Posidonia oceanica en la Bahía de Alicante entre los años 1984-2010.

Además, entre el año 2003 y 2007 se detectó una disminución significativa en la

densidad global de muchos de los puntos estudiados en el interior de la pradera (Fig. 7), tanto

al norte como en la zona sur del vertido, hasta una profundidad de 20 m.



Figura 7. Variación (%) en la densidad global de Posidonia oceanica en la Bahía de Alicante entre los años 2003 y 2007.



Figura 7. Evolución de la cartografía de Posidonia oceanica en la Bahía de Alicante durante los años 1994, 2003, 2007 y 2010.

1994 2003

2007 2010



3.3. Dinámica de la pradera de Posidonia oceanica

Los datos sobre dinámica de P. oceanica muestran un balance positivo en todas las

localidades durante los dos primeros años de funcionamiento de la desalinizadora (Fig. 7). Sin

embargo, entre los años 2006 y 2010 se dio una fuerte regresión en dichas localidades, mucho

más acusado en las de Urbanova y Desaladora a 16 m de profundidad (Tabla 5). Al ampliar

las zonas de estudio, en la localidad del Postiguet también detectamos un balance negativo

desde el año 2008, mientras que en Arenales se observó la tendencia opuesta (Fig. 7, Tabla 6).

Tabla 5. Resultados de los ANOVAs realizados a los porcentajes de división, mortalidad y reclutamiento de los haces de P. oceanica en las parcelas permanentes colocadas en las tres localidades de estudio (Puerto, Desaladora y Urbanova), a dos profundidades (16 y 20 m) durante distintos años de muestreo (2004-2011). En negrita se muestra la principal interacción.

Fuentes de variación G.l. División Mortalidad Reclutamiento

CM F CM F CM F

Localidad 2 25 0.44 ns

5837 14.12 ***

5609 13.09 ***

Profundidad 1 1484 26.66 ***

6186 14.97 ***

1610 3.76 ns

Año 7 484 9.58 ***

24400 89.79 ***

29400 83.99 ***

Loc x Pr 2 176 3.17 *

3142 7.6 **

4796 11.19 ***

Loc x Año 14 95 1.88 *

1800 6.62 ***

2118 6.05 ***

Pr x Año 7 95 1.89 ns

1477 5.43 ***

2079 5.94 ***

Loc x Pr x Año 14 71 1.41 ns 4615 16.98 *** 5328 15.23 ***

Tabla 6. Resultados de los ANOVAs realizados a los porcentajes de división, mortalidad y reclutamiento de los haces de P. oceanica en las parcelas permanentes colocadas en las cinco localidades de estudio (Puerto, Desaladora y Urbanova), a una profundidad (16 m) durante distintos años de muestreo (2008-2011). En negrita se muestra la principal interacción.

Fuentes de variación G.l. División Mortalidad Reclutamiento

CM F CM F CM F

Localidad 4 338.9 6.028 **

9220 18.48 ***

9422 19.24 ***

Año 3 276.4 3.697 *

11700 29.38 ***

14900 26.28 ***

Loc x Año 12 151.4 2.025 * 4146 10.43 *** 5201 9.16 ***



Figura 8. Datos obtenidos en las parcelas permanentes: división, mortalidad y balance de haces (%) desde la puesta en marcha de la desalinizadora (las barras representan el error típico).



3.4. Características de los haces

Al analizar la evolución de la morfología de los haces antes y después de la puesta en

marcha de la desalinizadora no se detectó ningún cambio significativo que se pudiera asociar

a la misma (Fig. 9, Tabla 7). Sin embargo, al comparar los haces de estas localidades con lo

del Postiguet y Arenales, vemos como esta última localidad posee una mayor superficie foliar

y menor carga de epifitos (Fig. 9, Tabla 8).

Tabla 7. Resultados de los ANOVAs realizados a las características de los haces ortotropos de P. oceanica en las tres localidades de estudio (Puerto, Desaladora y Urbanova), a dos profundidades (16 y 20 m) durante distintos años de muestreo (2003-2011). En negrita se muestra la principal interacción.


G.l. Número de hojas Superficie foliar Biomasa de epífitos Necrosis

CM F CM F CM F CM F

Localidad 2 0.56 0.9 ns

7860 2.51 ns

0.173 1.493 ns

14.35 0.642 ns

Profundidad 1 1.48 2.39 ns

233000 74.29 ***

0.328 2.827 ns

63.3 2.831 ns

Año 8 11.22 18.09 ***

30200 9.62 ***

0.802 6.915 ***

63.5 2.84 **

Loc x Pr 2 1.51 2.44 ns

6895 2.2 ns

0.59 5.085 **

8.83 0.395 ns

Loc x Año 16 1.31 2.11 **

4043 1.29 ns

0.291 2.513 **

20.69 0.926 ns

Pr x Año 8 1.51 2.43 *

12300 3.92 ***

0.306 2.638 **

16.54 0.74 ns

Loc x Pr x Año 16 1.91 3.09 *** 12900 4.12 *** 0.144 1.239 ns 13.81 0.618 ns

Tabla 8. Resultados de los ANOVAs realizados a las características de los haces ortotropos de P. oceanica en las cinco localidades de estudio (Puerto, Desaladora y Urbanova), a16 m de profundidad durante distintos años de muestreo (2008-2011).


G.l. Número de hojas Superficie foliar Biomasa de epífitos Necrosis

CM F CM F CM F CM F


40938 13.13 ***

1.492 10.05 ***

1.978 2.23 ns

Año 3 5.20 6.27 ***

10434 3.35 *

1.8182 12.25 ***

0.652 0.74 ns

Loc x Año 12 1.55 1.87 ns 17231 5.53 *** 0.4774 3.22 *** 0.674 0.76 ns



Figura 9. Datos representativos de las características morfológicas de los haces (número de hojas, superficie foliar, Biomasa de epífitos y necrosis foliares) en las distintas localidades antes y después de la puesta en marcha de la desalinizadora (2003-2011).



3.5. Crecimiento foliar

El crecimiento foliar fue significativamente distinto en función de la localidad y la

profundidad tanto en verano del 2004 como en invierno del 2005 (Fig. 10, Tabla 9). Sin

embargo, las diferencias encontradas en verano no se pueden asociar al vertido, ya que no se

detectaron altas salinidades en la pradera en este periodo (Fig. 6, Tabla 4). En invierno del

2005, las plantas si se vieron afectadas por la hipersalinidad, que se detectó tanto en la

localidad de Urbanova como en la Desaladora a 16 m, donde a su vez se estimó una reducción

en el crecimiento foliar (Fig. 10B, Tabla 9).

Figura 10. Crecimiento foliar de haces ortótropos de P. oceanica durante verano del 2004 (A) e invierno del 2005 (B).



Tabla 9. Resultados de los ANOVAs de crecimiento foliar (mm haz-1 dia-1) durante verano del 2004 e invierno del 2005.


G.l. Verano 2004 Invierno 2005

CM F p SNK CM F p SNK


19.3067 8.78 ***

Profundidad 1 11.9432 1.65 ns

395.5169 179.94 ***

Loc x Profundidad 2 222.451 30.76 *** D16>U16>P16

13.9344 6.34 ** P16>U16=D16

Residual 174 7.2308

P20>U20>D20

2.198

Total 179

3.6. Comunidades de equinodermos

Respecto a la comunidad de equinodermos, las especies más abundantes observadas en

el presente trabajo pertenecían al género Holothuria spp, seguidas por Echinaster sepositus.

Además, en la zona también se observaron unos pocos ejemplares de Paracentrotus lividus,

Amphiura chiajei, Genocidaris maculata y Marthasteria glacialis.

Por otra parte, durante los dos primeros años de funcionamiento de la planta

desalinizadora (2004-2005), se observó la desaparición total de los equinodermos en las

praderas de P. oceanica influidas por el vertido de salmuera. Desde el año 2006 hasta el 2011,

cuando la salmuera era previamente diluida antes de ser vertida y la influencia de la descarga

se redujo, se observó la reaparición de los equinodermos en las localidades anteriores,

llegando a alcanzar densidades de 0.04-0.08 individuos m-2, valores similares a los

observados antes del comienzo de la actividad. Sin embargo, sólo se detectaron cambios

significativos en las comunidades de equinodermos situadas en la localidad más próxima al

vertido (Fig. 11, Tabla 10).



Figura 11. Evolución de la densidad media de equinodermos (individuos por m2) en las tres localidades situadas en el límite superior de la pradera de P. oceanica (Localidades Puerto, Desaladora y Urbanova) durante los nueve años de muestreo (las barras representan los errores típicos).

Tabla 10. Resultados del ANOVA realizado a las densidades de equinodermos (individuos por m2) durante distintos periodos de muestreo (antes del funcionamiento de la desalinizadora, a = 2003, después sin diluir la salmuera, ds = 2004-2005 y después diluyendo la salmuera, dd = 2006-2011) en las tres localidades de estudio (Puerto = P, Desalinizadora = D y Urbanova = U). Sólo se muestran los resultados del test SNK de la principal interacción (en negrita).

Fuente de variación Gl CM F P SNK

Tiempo 8

0.0137 4.7284 0.0000 ***

Antes-Desp. Sin dil-Desp. Dil

2 0.0541 18.6552 0.0000 ***

Después sin dilución (=ds)

1 0.0015 0.5172 0.4727 ns

Después con dilución (=dd)

5 0.0148 5.1034 0.0002 ***

Localidad 2

0.0641 22.1034 0.0000 ***

Tiempo x Localidad 16

0.0060 2.0754 0.0100 *

Ant.-Desp. Sin dil-Desp. Dil x Localidad 4 0.0233 8.0431 0.0000 *** Pa=Pds=Pdd

Después sin dilución x Localidad

2 0.0015 0.5172 0.5968 ns Da=Ddd>Dds

Después con dilución x Localidad

10 0.0070 2.4034 0.0097 ** Ua=Uds=Udd

Residual 243

0.0029

Total 269



4. Discusión

La localización del vertido de salmuera de la desalinizadora de Alicante fue elegida

porque la zona estaba muy degradada previamente, debido a la construcción del Puerto de

Alicante y a varios vertidos (urbanos e industriales) que provocaron la regresión de la pradera

de Posidonia oceanica. Antes de que la planta desalinizadora comenzará a funcionar en

septiembre del 2003, las praderas de P. oceanica aparecían a 16 m de profundidad y a unos 2

km del punto de vertido. Sin embargo, en el presente trabajo se ha observado como el

incremento de la salinidad debido al vertido de la desalinizadora se puede detectar a grandes

distancias, superiores a 4 km, desde el punto de descarga. Se trata de una de las mayores

dispersiones detectadas para este tipo de vertidos, que generalmente se diluían en los primeros

20-700 m desde su descarga (Altayaran y Mandany, 1992; Shams El Din et al., 1994;

Castriota et al., 2001; Gacia et al., 2007). Estos resultados contrastan con los modelos

empleados inicialmente para estimar el alcance del vertido (Sánchez-Lizaso et al., 2003), por

lo que se recomendó la adopción de una dilución previa del vertido y una modificación del

PVA con el fin de reducir el impacto ambiental y obtener una información más completa.

El grosor de la capa de mayor salinidad es escaso y se abre en abanico al alejarse del

punto de vertido. La mezcla de las aguas hipersalinas con el agua de mar es muy rápida en el

campo cercano, pero muy lenta en el campo lejano. Así, hay un descenso muy rápido de la

salinidad en las proximidades del vertido y, por lo tanto, una zona relativamente reducida con

salinidades muy por encima de lo normal, mientras que, por el contrario, las zonas de

influencia con salinidades ligeramente más altas que las del agua de mar pueden ser muy

amplias. Este comportamiento se observa también en verano cuando, debido a la baja

temperatura existente bajo la termoclina, la salmuera se desplaza sin alcanzar el fondo. Sin

embargo, esta situación es más positiva para los organismos bentónicos que así no se ven

afectados por las altas salinidades durante este periodo de tiempo. Por otra parte, dicha

dispersión se redujo al ampliarse la planta desalinizadora en el año 2006 ya que se comenzó a

prediluir la salmuera con agua de mar antes de ser vertida, lo que compensó el aumento del

caudal vertido.

En cualquier caso, y debido a la amplia dispersión del vertido, se han llegado a detectar

incrementos de salinidad en las praderas de Posidonia oceanica, aunque dichos incrementos

han variado en magnitud y en persistencia, ya que la existencia de la termoclina estacional en



la zona ha hecho que en los meses estivales la pluma de salmuera no llegue al fondo marino.

Situaciones similares se han observado en el caso de vertidos de desalinizadoras de

destilación súbita por efecto flash, en los que la temperatura es tan elevada que contrarresta el

aumento de la densidad por la elevada salinidad, formándose una pluma salina en superficie

(Altayaran y Mandany, 1992).

Respecto a los efectos del vertido en las comunidades marinas, hay que destacar que en

el presente trabajo se observó una desaparición inicial de los equinodermos en las localidades

afectadas por el incremento de la salinidad. Cuando la salmuera se diluyó, previamente a ser

vertida, se detectaron menores salinidades en la pradera de P. oceanica, y las densidades de

equinodermos se incrementaron hasta los valores iniciales. Estos cambios en las comunidades

de equinodermos se explican por las variaciones de salinidad, ya que el resto de factores

abióticos analizados (pH, materia orgánica y granulometría de los sedimentos) fueron bastante

similares en todas las estaciones y se mantuvieron estables durante el estudio. La desaparición

de los equinodermos se detectó cuando las salinidades excedieron los valores máximos de la

salinidad ambiental (38.2 ups) durante el 31-58 % del tiempo, aunque la salinidad media sólo

se incrementó 0.3-0.4 ups y todavía se mantenía dentro de su rango de variación natural.

Posteriormente, debido a la ampliación de la desalinizadora la salmuera se diluyó con agua de

mar previamente a ser vertida, y sólo se detectaron salinidades superiores a 38.3 ups durante

el 14-20 % del tiempo, reapareciendo de nuevo los equinodermos en las localidades

previamente afectadas y después de 2 años de ausencia.

Nuestros resultados sugieren que las altas salinidades disminuyen la densidad de

equinodermos en las zonas afectadas, pero no podemos concluir si las elevadas salinidades

han producido un incremento en la mortalidad de estas especies o han inducido su

desplazamiento a áreas fuera de la influencia del vertido. En cualquier caso, los equinodermos

son elementos muy importantes dentro de las cadenas tróficas en las praderas marinas, como

predadores (algunas estrellas marinas), herbívoros (la mayoría de los erizos) o detritívoros

(holoturias), y cualquier cambio en sus poblaciones puede afectar la estructura del hábitat y

los flujos tróficos dentro del ecosistema (Zupi y Fresi, 1984). Por ejemplo, las holoturias

remueven y oxigenan los sedimentos blandos al alimentarse, afectando la presencia de otros

organismos que viven o se ven afectados por las condiciones del sedimento, como las propias

praderas de P. oceanica (Ruiz y Romero, 2003).

Gacia et al. (2007) también detectaron la ausencia total de equinodermos en las

cercanías de un vertido de desalinizadora, pero basaron sus resultados en dos campañas



llevadas a cabo cuando la planta desalinizadora llevaba funcionando 16 años. En el presente

estudio hemos sido capaces de comparar las comunidades de equinodermos antes y después

del funcionamiento de la desalinizadora, lo que nos ha permitido discriminar entre las

variaciones naturales de estas comunidades de los cambios producidos por los efectos del

vertido. Es más, en este estudio se han evaluado las poblaciones de equinodermos durante 9

años, un largo periodo comparado con el de otros trabajos sobre los impactos de la

desalinización en el medio marino (Raventos et al., 2006; Riera et al., 2011, 2012). Además,

durante este periodo, la planta desalinizadora se ha ampliado y su salmuera se ha diluido con

agua de mar previamente a ser vertida. Este cambio en las condiciones del vertido nos ha

permitido detectar la recuperación en la densidad de equinodermos donde habían

desaparecido. Por lo tanto, nuestros resultados confirman que las poblaciones de

equinodermos pueden ser empleadas como unos indicadores tempranos para realizar el

seguimiento de los impactos asociados a un vertido de salmuera de desalinizadora, pero

también para detectar una posible recuperación de un área previamente impactada cuando se

han llevado a cabo medidas de mitigación, como la dilución de la salmuera.

En cuanto a los resultados del seguimiento de la pradera de Posidonia oceanica, estos

indican que, en toda la zona de estudio, exceptuando en la localidad de Arenales, esta

comunidad continúa en regresión y dicha regresión no puede ser explicada por el vertido de la

desalinizadora, puesto que alcanza zonas no influidas por dicho vertido (como las localidades

del Puerto y Postiguet). En trabajos previos se ha demostrado la baja tolerancia de esta

especie a los incrementos de salinidad (Fernández-Torquemada y Sánchez-Lizaso, 2005,

Gacia et al., 2007; Ruiz, 2009). Inicialmente, los incrementos de salinidad detectados frente al

vertido fueron similares a los obtenidos en dichos estudios. Los resultados obtenidos durante

el primer año muestran que, aunque la planta desalinizadora no había producido la regresión

de la pradera, parecía haber afectado la vitalidad de las plantas, como se observó en el efecto

sobre el crecimiento foliar. Así, durante los primeros años se detectó una mayor tasa de

división de los haces en la localidad del Puerto, que es la menos afectada por la salmuera,

pero que estaba igualmente afectada por otras fuentes de polución, y un menor crecimiento

foliar en invierno de 2005 en las localidades con mayor influencia del vertido. Pero

posteriormente, con la ampliación de la desalinizadora y la predilución de su vertido, ya no se

volvieron a detectar salinidades tan elevadas. De hecho, en otro estudio realizado en la zona

sobre las causas de regresión de la pradera se encontraron indicios de eutrofización y de

hipersedimentación, pero no se hallaron marcadores específicos de estrés salino (Invers et al.,



2008). Fue precisamente en ese mismo periodo cuando se detectó una mayor regresión en

algunas localidades con influencia del vertido.

Además, en base a los resultados de las cartografías podemos afirmar que desde el año

1994 la pradera de Posidonia oceanica ha experimentado una fuerte regresión en esta parte de

la Bahía de Alicante, incluso en la zona más profunda, donde puede observarse gran cantidad

de marcas de arrastres y fondeos de embarcaciones, siendo esta regresión más acentuada en

los últimos 3 años. Esta regresión probablemente se deba al efecto acumulado de distintas

perturbaciones locales. Entre ellas, cabe destacar el vertido de aguas residuales tratadas de la

EDAR de Rincón de León, el antiguo vertido del matadero, el de las plantas desalinizadoras,

la influencia del Puerto de Alicante y su reciente ampliación (2006-2008), el fondeo de

grandes barcos mercantes, la pesca de arrastre en la zona más profunda y la competencia con

especies invasoras (como Caulerpa racemosa). De hecho, el vertido de la desalinizadora se

localiza al sur del Puerto de Alicante, mientras que la regresión de la pradera se observa

también al Este del mismo, en una zona sin influencia de la desalinizadora. Esta distribución

de los impactos observados, junto con la estabilidad de las praderas durante los dos primeros

años de funcionamiento de la desalinizadora, indican que el principal impacto que está

acelerando la regresión de la pradera de Posidonia oceanica ha sido probablemente la

ampliación hacia el Sur del puerto de Alicante y su interacción con el vertido de la EDAR de

Rincón de León. En cualquier caso, la diversidad de impactos que inciden o han incidido al

mismo tiempo sobre la pradera de P. oceanica nos impiden establecer de una manera

fidedigna cuál de ellos es el responsable de la regresión de la misma, o si ésta es debida al

efecto sinérgico de todos ellos.

Resultados similares se han encontrado en otros trabajos, como los realizados en Florida

Bay (Zieman et al., 1999), en los que se sugiere que los incrementos de salinidad pueden

influir en la regresión de las praderas de angiospermas marinas, pero no pueden explicarla por

si solos, y habría que añadir la interacción con otros factores como la temperatura, la luz, los

nutrientes o la concentración de sulfuros en sedimentos anóxicos (Dawes et al., 1987; Ralph,

1999; van Katwijk et al., 1999, 2000; Vermaat et al., 2000; Koch y Erskine, 2001; Koch et al.,

2007 b). De hecho los sedimentos de nuestra zona de estudio tienen un elevado porcentaje de

materia orgánica y fangos, que los convierten en anóxicos a los pocos centímetros. Este tipo

de sedimentos se caracterizan por poseer una elevada concentración de sulfuros, los cuales

actúan como una fitotoxina (Azzoni et al., 2001; Holmer y Bondgaard, 2001; Koch y Erskine,

2001). A raíz de ello, en numerosos trabajos se ha asociado la presencia de sulfuros en los



sedimentos con las regresiones de praderas de angiospermas marinas (Seddon et al., 2000,

Azzoni et al., 2001, Holmer y Bondgaard, 2001, Plus et al., 2003; Holmer et al., 2005; Koch

et al. 2007 b).

También habría que tener en cuenta la elevada turbidez existente en la zona, aunque la

irradianza media esté por encima de la irradianza de compensación de esta especie para esas

profundidades, se han detectado episodios en los que estos valores se encuentran por debajo

de los requerimientos mínimos de irradianza. Así por ejemplo, en marzo del 2008 se detectó

una reducción muy acusada en las localidades de estudio, probablemente debido a las obras

de ampliación del Puerto de Alicante. Y en junio del 2010 se detectó una marea roja

producida por dinoflagelados, probablemente relacionada con los aportes de nutrientes del

vertido de la EDAR, con una persistencia de varios días y con la consecuencia, entre otras, de

un oscurecimiento notable de la columna de agua debido a las elevadas densidades celulares

alcanzadas. Algo similar ocurre con los temporales fuertes de levante acompañados de mar de

fondo, que hacen que el gran porcentaje de materiales finos de los sedimentos entre en

suspensión, provocando una reducción en la trasparencia de la misma. Este tipo de eventos

puede ocasionar que el borde superior de la pradera, situado a 16-17 m profundidad, se

comporte como un límite inferior, donde las plantas están en un complicado equilibrio para

mantener su balance metabólico, y donde la mínima perturbación puede ocasionar la pérdida

de dicho equilibrio.

Finalmente, y aunque nuestros resultados no puedan estimar ningún impacto

permanente asociado al vertido de una desalinizadora, muestran que la dilución de su

salmuera puede ser menor que la prevista mediante modelos, llegando a importantes

extensiones de comunidades marinas. Por lo que con el fin de evitar cualquier impacto de las

plantas desalinizadoras es importante seleccionar una correcta localización de sus

instalaciones y maximizar la dilución de su salmuera. Lo que puede conseguirse mediante una

dilución previa de la salmuera con agua de mar como ya se ha realizado en otras ocasiones o

mediante el empleo de difusores (Sánchez-Lizaso et al., 2004; Fernández-Torquemada et al.,

2004; Malfeito et al., 2005).

Discusión general

DISCUSSION

Discusión General General Discussion


1. Tolerancia a los factores ambientales

Según la ley ecológica de la tolerancia, o Ley de Shelford (1913), la existencia y la

vitalidad de un organismo, o de una especie, quedan determinadas, en parte, por los rangos de

uno o más factores ambientales, siempre que estos se encuentren dentro de los límites

aceptados por dicha especie (Odum y Warrett, 2006). De este modo, la desaparición o la

debilidad de un individuo podrían verse explicadas por la escasez, o exceso, de cualquiera de

estos factores, también conocidos como condiciones ambientales (Begon et al., 2006). Por

tanto, se considera que todo ser vivo presenta ante cualquier condición ambiental unos

límites, superiores e inferiores, entre los cuales puede vivir (rango de tolerancia) y entre los

cuales se sitúa su óptimo ecológico, es decir, su máximo rendimiento o actividad, donde

además se da su máxima abundancia poblacional (Odum y Warrett, 2006). Fuera de ese rango

óptimo, cuando los valores del factor ambiental son demasiado elevados o demasiado bajos,

los organismos pueden experimentar cierto estrés fisiológico, pero todavía podrían sobrevivir

(Niinemets y Valladares, 2008). Sin embargo, por debajo del límite inferior y por encima del

límite superior de tolerancia a dicha condición ambiental la especie no suele ser capaz de

sobrevivir (Fig. 1).

Figura 1. Curva ideal de tolerancia frente a un gradiente de un parámetro ambiental (modificado de Shelford, 1913 y Smith y Smith, 2001).

General Discussion Discusión General


En cualquier caso, esta figura representa una curva ideal de tolerancia, ya que en la

realidad las representaciones de tolerancia son más variables, pudiendo ser simétricas, o no,

estar sesgadas hacia uno de los extremos del eje ambiental, ser más estrechas, más amplias,

etc. (Begon et al., 2006; Niinemets y Valladares, 2008; Hearnshaw y Hughey, 2012). De

hecho, la configuración de estas curvas permite distinguir, de forma general, dos grandes

grupos de organismos. Los organismos eurioicos o euritolerantes, que son aquellos que

poseen unos márgenes de tolerancia muy amplios ante determinado factor ambiental.

Mientras que los organismos estenoicos, o estenotolerantes, serían aquellos que solo toleran

un rango restringido de dichas condiciones ambientales (Odum y Warrett, 2006). En base a

ello, podemos suponer que un organismo tiene una mayor distribución, y supervivencia,

cuanto más amplios sean sus intervalos de tolerancia para todos los factores ambientales,

aunque un mismo organismo puede mostrar un margen amplio de tolerancia para un factor y

un margen estrecho para otro. Por lo tanto, la distribución de una especie estará controlada

por aquel factor ambiental para el cual el organismo tenga el menor rango de tolerancia

(Odum y Warrett, 2006). Además, se ha de tener en cuenta que los límites de tolerancia ante

distintos factores no son totalmente independientes entre sí. Cuando se está cerca del límite

para una condición ambiental, suelen reducirse los límites de las demás (compensación). O

dicho de otro modo, si las circunstancias para una especie no son óptimas con respecto a un

determinado factor ambiental, los límites de tolerancia para otros factores podrían estrecharse

o modificarse (Odum y Warrett, 2006).

Por otra parte, una curva de tolerancia puede variar entre distintas poblaciones de una

misma especie. Además, los rangos de tolerancia varían entre diferentes individuos, según el

genotipo, o de forma intra-individual, según la fase de desarrollo de un mismo individuo

(Lynch y Gabriel, 1987). Generalmente, los límites de tolerancia suelen ser más estrechos en

los individuos reproductores, o en sus propágulos (semillas y huevos) y estadíos juveniles

(embriones, larvas, plántulas, etc.), que en los organismos adultos (Begon et al., 2006). Por lo

que, en la práctica, resulta casi imposible de estimar dichos límites, ya que se deberían

determinar a lo largo de varias generaciones y genotipos distintos (Lynch y Gabriel, 1987).

Por esta razón, en su lugar se suele estimar el efecto de las condiciones ambientales en alguna

variable clave, como la actividad enzimática, la tasa de respiración, el crecimiento o la tasa

reproductiva (Begon et al., 2006). Sin embargo, el efecto de las variaciones de las condiciones

ambientales sobre todas estas variables no tiene porque ser el mismo. Así, los organismos

pueden sobrevivir en un rango de condiciones mayores que las que le permiten crecer o

reproducirse (Begon et al., 2006).



2. Óptimos y rangos de tolerancia a la salinidad en angiospermas marinas

Diversos estudios experimentales sobre la tolerancia a los cambios de salinidad en

angiospermas marinas han revelado que muchas especies presentan una productividad óptima

en salinidades próximas a la del océano (Ogata y Matsui, 1965; McMillan y Moseley, 1967;

Biebl y McRoy, 1971; Drysdale y Barbour, 1975; Hillman et al., 1995; Doering y

Chamberlain, 1998), aunque algunas especies exhiben su óptimo a salinidades menores

(Kamermans et al., 1999, van Katwijk et al., 1999) (Tabla 1).

En el presente trabajo se ha estudiado la tolerancia frente a las variaciones de la

salinidad en cuatro especies de angiospermas marinas: Posidonia oceanica, Cymodocea

nodosa, Zostera noltii y Halophila johnsonii. Especies pertenecientes a cuatro familias

evolutivamente distintas, que proceden de tres ancestros que regresaron al mar de forma

independiente (Les y Cleland, 1997; Kuo y den Hartog, 2006; Wissler et al., 2011). Además

de por sus distintos orígenes, estas especies se diferencian por sus morfologías y estrategias

biológicas, por sus distribuciones y hábitats preferentes, y por sus adaptaciones al medio, por

lo que resulta lógico que presenten una respuesta diferente ante las variaciones de salinidad.

Posidonia oceanica es una especie de gran tamaño, longeva, de crecimiento lento y baja

capacidad de recuperación (González-Correa et al., 2005), endémica del mar Mediterráneo,

donde habita en aguas abiertas con escasas variaciones naturales de salinidad (den Hartog,

1970; Phillips y Meñez, 1988). Mientras que, Cymodocea nodosa y Zostera noltii, de menor

tamaño, también habitan en el mar Mediterráneo pero sin ser exclusivas del mismo (den

Hartog, 1970; Vermaat et al., 1993; Marbà y Terrados, 2004). Son consideradas como

especies de crecimiento rápido, muy plásticas, y que pueden tolerar un amplio rango de

condiciones ambientales (Phillips y Meñez, 1988; Pérez et al., 1994; Kraemer y Mazzella,

1999; Vermaat et al., 2000), habitando mar abierto, pero también zonas estuáricas o lagunas

costeras con considerables fluctuaciones de salinidad (Greve y Binzer, 2004). Y por último,

Halophila johnsonii, especie de pequeña envergadura y de crecimiento rápido, que

únicamente habita el infralitoral e intermareal de estuarios y lagunas costeras en la costa SE

de Florida (Kenworthy, 1997), donde es capaz de soportar grandes variaciones de temperatura

y salinidad (Eiseman y McMillan, 1980; Durako y Wettstein, 1994).

Según lo expuesto en el apartado anterior, y en base a los resultados obtenidos a lo

largo de este estudio, es importante destacar que resulta complicado establecer los rangos



óptimos y límites de tolerancia de estas especies, ya que en algunos de los experimentos

realizados para una misma especie se observaron diferencias significativas a partir de un

determinado valor de salinidad, mientras que en otros experimentos estas diferencias no se

detectaron. En cualquier caso, aquí definimos el rango óptimo como aquel en el que se da el

máximo crecimiento sin que se detecte ninguna disminución significativa del mismo (Lobban

et al., 1985), y la zona de estrés aquella en la que todavía hay un crecimiento de los

individuos, lo que no implica que en determinados períodos de su ciclo una especie sea capaz

de tolerar otros valores de salinidad. Mientras que las salinidades por debajo o por encima de

las cuales las plantas no crecen serán sus límites de tolerancia.

Figura 2. Respuesta del crecimiento ante cambios de salinidad de las distintas angiospermas marinas estudiadas en el presente trabajo.

De este modo, se ha observado como el crecimiento foliar de Posidonia oceanica frente

a variaciones de salinidad fue máximo y se mantuvo constante entre las 25-39 ups, decayendo

de forma significativa a partir de este valor hasta hacerse nulo a partir de los 50 ups, mientras

que Cymodocea nodosa y Zostera noltii mostraron una mayor tolerancia, con un crecimiento

constante entre 16-41 ups y 2-41 ups, respectivamente, que se redujo hasta desaparecer a

partir de 57 ups, para ambos casos (Fig. 2). Además, se puede observar que la representación

de la tolerancia a la salinidad de Z. noltii no es una curva propiamente dicha, indicando que



para esta especie los niveles bajos de salinidad no causan un efecto o daño tan importante

como los valores elevados. En el caso de Halophila johnsonii se trabajó con toda la planta y

con un menor número de tratamientos de salinidad, pero detectamos que su estado óptimo

estaría en torno a 30 ups, resistiendo salinidades comprendidas entre 10 y 50 ups.

Tabla 1. Rango de tolerancia y valores óptimos de salinidad para varias especies de angiospermas marinas.

Especie Tolerancia

(ups) Óptimo

(ups) Variables estudiadas

Salinidades estudiadas

Duración Tipo de cambio

Referencia

Amphibolis antarctica

37-64 42.5 Crecimiento y supervivencia en plántulas

35-65 70 d Agudo Walker y McComb (1990)

Amphibolis antarctica

5-35 35 Fluorescencia y supervivencia

0-35 48 h-7

semanas Agudo

Westphalen et al. (2005)

Cymodocea nodosa

0-27 10-27 Germinación y desarrollo de las plántulas

0-38 4 meses Agudo Caye y Meinesz (1986)

Cymodocea nodosa

37-62 37-44 Crecimiento, biomasa, necrosis, fluorescencia y supervivencia

37-62 17 d Agudo Pagès et al. (2010)

Cymodocea nodosa

10-52 16-41 Crecimiento y supervivencia

2-72 10 d Agudo Presente trabajo

Halodule wrightii 12-25

Producción 3-25 30 d Agudo Doering et al. (2002)

Halodule wrightii 5-45 35 Crecimiento, supervivencia y distribución

6-45 14 d Agudo Lirman y Cropper (2003)

Halodule wrightii 35-70 36-65 Crecimiento, osmolaridad y fluorescencia

35-70 30 d Gradual Koch et al. (2007 a)

Halophila engelmannii

15-35 25-35 Fotosíntesis 5-35 1 h Agudo Dawes et al. (1987)

Halophila johnsonii

20-30

Fotosíntesis, fluorescencia, morfometría y supervivencia

10-30 1 d-1 mes

Agudo Kahn y Durako (2008)

Halophila johnsonii

10-50 30 Fotosíntesis, crecimiento y supervivencia

0-60 2 h-15 d Gradual Presente trabajo

Halophila ovalis 10-45 25-35 Crecimiento 5-45 6

semanas Agudo Hillman (1995)

Halophila ovalis 9-52

Fluorescencia y pigmentos fotosintéticos

0-88 5 d Agudo Ralph (1998)

Halophila ovalis 20-35 25-35 Crecimiento y estructura celular

15-35 4

semanas Agudo Benjamin (1999)

Phyllospadix torreyi

2.9-29 29 Crecimiento 2.9-29 23 d Agudo Drysdale y Harbour (1975)

Posidonia angustifolia

10-35 20-35 Germinación, fluorescencia y supervivencia

0-35 72 h-16 d Agudo Westphalen et al. (2005)

Posidonia australis

13-57

Crecimiento, fotosíntesis, pigmentos fotosintéticos y ajuste osmótico

13-57 7-12

semanas Gradual

Tyerman et al. (1984)



Posidonia oceanica

37-43 37 Crecimiento, fotosíntesis, pigmentos fotosintéticos y supervivencia

37-43 47 d Agudo Marín-Guirao et al. (2011)

Posidonia oceanica

25-50 25-39 Crecimiento y supervivencia


Posidonia sinuosa

1-35 35 Fluorescencia y supervivencia

0-35 7 d-7

semanas Agudo Westphalen et al.

(2005)

Syringodium filiforme

35-44 35 Biomasa, supervivencia y necrosis

35-53 6

semanas Agudo McMahan (1968)


28-45

Crecimiento y pigmentos fotosintéticos

28-75 55 d Gradual McMillan y Moseley (1967)


5-45 25 Crecimiento, supervivencia y distribución


Thalassia testudinum

28-60

Crecimiento y pigmentos fotosintéticos

28-75 55 d Gradual McMillan y Moseley (1967)


12-35 18-35 Crecimiento, biomasa y morfometría

6-35 43 d Gradual Doering y Chamberlain (1998)


5-45 30-40 Crecimiento, supervivencia y distribución



10-60 30-40 Crecimiento plántulas, fluorescencia y supervivencia

0-70 14

semanas Agudo

Kahn y Durako (2006)


16-32 20-32 Reflectancia y necrosis 16-32 24 h Agudo Thorhaug et al. (2006)


35-70 36-45 Crecimiento y fotosíntesis 35-70 30 d Agudo Koch et al. (2007 a)


35-70 36-60 Crecimiento, fotosíntesis y fluorescencia

35-70 30 d Gradual Koch et al. (2007 a)


30-45 30 Fotosíntesis y pigmentos fotosintéticos

30-45 2

semanas Agudo Trevathan et al.

(2011)

Zostera capensis 15-40 15-35 Biomasa, morfología y prolina

0-75 3 meses Agudo Adams y Bate (1994)

Zostera japonica 5-35 20 Fotosíntesis 5-35 3

semanas Agudo Shafer et al. 2011

Zostera marina 0-56 31 Fotosíntesis y resistencia plasmática

0-93 1-30 h Agudo Biebl y McRoy (1971)

Zostera marina 1-40 10-20 Germinación y supervivencia de las plántulas

1-40 22 d Agudo Hootsmans et al. (1987)

Zostera marina 23-30 23 Tamaño plantas, necrosis y pigmentos fotosintéticos

23-30 5

semanas Agudo van Katwijk et al.

(1999)

Zostera marina 10-35 10-25 Crecimiento, fotosíntesis, biomasa y mortalidad

2.5-35 6

semanas Agudo Nejrup y Pedersesn

(2008)

Zostera muelleri 5-129 22-42 Fotosíntesis 0-140 2 h Agudo Kerr y Strother (1985)

Zostera novazelandica

17-33 17 Floración 17-70 1 mes Agudo Ramage y Schiel (1998)

Zostera noltii 1-40 1 Germinación y supervivencia de las plántulas

1-40 22 d Agudo Hootsmans et al. (1987)

Zostera noltii 2-52 2-41 Crecimiento y supervivencia




En conjunto, estos resultados concuerdan con la tolerancia a la salinidad de otras

angiospermas marinas (Tabla 1), en los que se puede observar como su crecimiento y

supervivencia óptima suelen estar comprendidos entre 20 y 40 ups, llegando a tolerar

salinidades de entre 10 y 60 ups, según la especie.

Centrándonos en las especies mediterráneas, como era de esperar, Cymodocea nodosa y

Zostera noltii presentan unos límites de tolerancia a los incrementos de salinidad mayores que

los obtenidos para Posidonia oceanica (Sánchez-Lizaso et al., 2008). Si a ello añadimos el

incremento de mortalidad y la disminución en el reclutamiento asociados al aumento de la

salinidad, observados para esta especie, se podría producir un desplazamiento de P. oceanica

por las otras especies, con mayores rangos de tolerancia. Circunstancias similares se han

observado en el interior de los arrecifes barrera de Posidonia oceanica durante el verano

(Pérès y Picard, 1964), cuando a causa de las elevadas temperaturas se da una mayor

evaporación que incrementa la salinidad de las aguas, lo que se interpreta como la causa que

provoca la desaparición de P. oceanica y su sustitución por especies más tolerantes como C.

nodosa y Z. noltii (Pérès y Picard, 1964).

3. Efectos de las variaciones de salinidad sobre angiospermas marinas

Las salinidades extremas o subóptimas pueden provocar alteraciones negativas en la

tasa fotosintética (Gessner y Hammer, 1960; Ogata y Matsui, 1968; Biebl y McRoy, 1971;

Kerr y Strother, 1985; Dawes et al., 1987, 1989; Koch et al., 2007 a; Pagès et al., 2010;

Marín-Guirao et al., 2011), el metabolismo (Pulich, 1986; Rout y Shawn, 1998; van Katwijk

et al., 1999), la reproducción (Ramage y Schiel, 1998), el crecimiento (McMillan y Moseley,

1967; Walker, 1985; Walker y McComb, 1990) y la supervivencia (Wortmann et al., 1997;

Vermaat et al., 2000) de las angiospermas marinas.

En el presente trabajo, una de las respuestas detectada y más evidente ante las

variaciones de salinidad se observó en el crecimiento foliar de las especies estudiadas. Así,

todas ellas mostraron un crecimiento máximo y constante en salinidades próximas a las de su

medio natural (con un rango distinto según la especie), reduciéndose a salinidades mayores

y/o menores, hasta hacerse nulo a partir de valores muy extremos. No es necesario que la

variación de salinidad afecte por igual a toda la planta. Con los experimentos de

estratificación se ha demostrado que un aumento de la misma en la parte basal de los haces es



suficiente para que afecte a su crecimiento foliar, puesto que es en esta zona donde se

encuentran los meristemos de crecimiento, que aunque protegidos por la vaina que forman las

escamas y los peciolos de las hojas adultas (Tyerman et al., 1984; Tyerman, 1989) no pueden

soportar cambios bruscos de salinidad. En cualquier caso, se ha demostrado que para

incrementos no muy elevados de la salinidad, los efectos detectados en el crecimiento foliar

pueden ser reversibles si las plantas supervivientes se retornan a la salinidad normal,

observándose prácticamente la total recuperación de los haces de Posidonia oceanica

expuestos a salinidades menores de 46 ups durante 15 días. Aunque es posible que en la

recuperación de las plantas intervenga el tiempo de exposición de las mismas a cada

tratamiento, como se ha podido observar en otras especies (Adams y Bate, 1994; Ralph,

1998).

En los experimentos realizados también se ha comprobado que las variaciones de

salinidad pueden afectar la supervivencia de estas especies. Numerosos autores han

demostrado como modificaciones en la salinidad provocan un incremento en la mortalidad de

las angiospermas marinas, tanto en su medio natural (Robblee et al., 1991; Wortmann et al.,

1997; Kamermans et al., 1999, van Katwijk et al., 1999), como en condiciones experimentales

(Biebl y McRoy, 1971; Pinnerup, 1980; Vermaat et al., 2000). Dichas fluctuaciones pueden

causar una muerte directa de la planta, si llegan a ser muy extremas (McMillan y Moseley,

1967; Adams y Bate, 1994), o a más largo plazo, al provocar desequilibrios en el balance de

carbono de las plantas o en el proceso de osmoregulación (Biebl y McRoy, 1971; Kerr y

Strother, 1985; Marín-Guirao et al., 2011). En nuestros experimentos se observó, para todas

las especies estudiadas, que la mortalidad aumentaba de forma significativa con los cambios

extremos en la salinidad, tanto ante los incrementos como ante las disminuciones de la

misma.

En general, las respuestas negativas de estas especies frente a los incrementos de

salinidad pueden deberse a un efecto adverso o tóxico en los tejidos meristemáticos, o a una

interferencia en el metabolismo del carbono. En algunas especies de angiospermas, las

salinidades elevadas han provocado una reducción en la fotosíntesis y, en ocasiones, también

un incremento en la respiración (Ogata y Matsui, 1965; Biebl y McRoy, 1971; Dawes et al.,

1987, 1989; Kraemer et al., 1999; Marín-Guirao et al., 2011), causando un desequilibrio

negativo en el balance de carbono y afectando, por tanto, al crecimiento y supervivencia de

las plantas. Pero las variaciones de salinidad también pueden provocar otros cambios

metabólicos, como el aumento de la concentración de prolina (Gacia et al., 2007), un soluto



compatible que protege a las plantas de situaciones de estrés y disminuye su potencial

osmótico, pero que implica un elevado gasto energético por parte de éstas (Sánchez-Díaz y

Aguirreolea, 2000).

Además del efecto de la salinidad sobre la mortalidad de las plantas, también es

importante evaluar la posible incidencia de este factor sobre la reproducción. El periodo

reproductivo suele ser un momento crítico para una especie, durante el que ciertos factores

abióticos pueden afectar o inhibir la reproducción de la misma (McKenney, 1996; Begon et

al., 2006). En esos casos, los límites de tolerancia de las semillas o las plántulas suelen ser

más estrechos que los de las plantas adultas fuera de su estado reproductivo, como se ha

observado en Cymodocea nodosa (Caye y Meinesz, 1986; Caye et al., 1992; Zarranz et al.,

2010) y Zostera marina (Phillips et al., 1983), cuya germinación se ve promovida por las

bajas salinidades. Aunque para otras especies, como Posidonia oceanica, la tolerancia entre

los organismos adultos y los juveniles es bastante similar (Capítulo 3).

Por otra parte la tolerancia a los cambios de salinidad no sólo varía entre las distintas

especies, sino que también puede variar de forma intraespecífica, es decir, entre diferentes

poblaciones o ecotipos de una misma especie (Benjamin, 1999; van Katwijk, et al., 1999;

Vermaat et al., 2000, Shafer et al., 2011). Las especies que poseen distribuciones geográficas

extensas suelen desarrollar poblaciones que se adaptan a las condiciones locales de su medio,

y que se denominan ecotipos (Odum y Warrett, 2006). Entendiendo por adaptación, una

respuesta evolutiva y que, por tanto, es consecuencia de cambios genéticos entre poblaciones

(Fain et al., 1992). Cambios que conllevan una compensación morfológica y fisiológica, y que

ocurren en una escala temporal mucho mayor que la aclimatación, generalmente de muchas

generaciones (Lynch y Gabriel, 1987; Peralta et al., 2000). Por lo tanto, los ecotipos

usualmente poseen grados óptimos y límites de tolerancia adaptados a las condiciones de su

hábitat, como sería la salinidad media o el régimen de fluctuación de la misma (Doering y

Chamberlain, 1998; Benjamin et al., 1999; Kamermans et al., 1999; Vermaat et al., 2000). En

el capítulo 4 de esta tesis se ha comprobado que la respuesta frente a las variaciones de

salinidad de plantas de Cymodocea nodosa de una población del Mar Menor es diferente a la

de una población mediterránea del litoral alicantino. La población mediterránea mostraría

menor tolerancia, como indican las altas tasas de mortalidad y la reducción significativa de su

crecimiento obtenidas para 50 ups. Mientras que las plantas pertenecientes al Mar Menor

mostraron unos valores de mortalidad y crecimiento similar dentro de todo el rango de

salinidades estudiado (37-50 ups). En otros trabajos realizados con esta misma especie



también se han detectado diferencias significativas en el desarrollo de las semillas

pertenecientes a poblaciones de la Bahía de Golfe-Juan, en el Mediterráneo francés (Caye et

al., 1992), y de la Isla de Ischia, en Nápoles (Pirć et al., 1986), diferencias que se han

atribuido a la variabilidad genética de esta especie dentro del Mar Mediterráneo. Por esta

misma razón, resulta bastante probable que los ejemplares de Cymodocea nodosa del

Atlántico muestren una tolerancia a la salinidad distinta a la descrita en dicho capítulo. De

forma análoga, las praderas de Posidonia oceanica presentes en la cuenca oriental

mediterránea, también podrían presentar tolerancias distintas a las expuestas en el presente

trabajo.

La sensibilidad de las angiospermas marinas al estrés osmótico puede verse modificada

por la estacionalidad, y el propio ciclo biológico de la planta, o si el cambio de salinidad se

produce de una forma rápida o gradual (Doering y Chamberlain, 1998; Ralph, 1999). Una

dificultad añadida al estudiar los efectos de cualquier tipo de variación en un factor, y en este

caso el causado por cambios de salinidad, es la necesidad de su estudio en distintos periodos

de tiempo así como con distinta duración, ya que la variación de salinidad se puede dar de una

forma temporal o fluctuante en el tiempo (Baden y Böstrom, 2001; Biber e Irlandi, 2006). De

hecho, también se ha observado como el rango de tolerancia a la salinidad de Cymodocea

nodosa puede variar a lo largo del año. Así, en verano las plantas mostraban un menor

crecimiento y supervivencia frente a los incrementos de salinidad que cuando estos se

producían en invierno. Este hecho podría estar relacionado con el mayor crecimiento y, por

tanto, gasto energético y metabólico que se produce en verano en el ciclo vital de esta especie

(Pérez, 1989). Mientras que en invierno, al soportar un menor consumo, las plantas serían

capaces de resistir mejor el aumento de salinidad.

Por otra parte, del mismo modo que los efectos de un incremento de salinidad sobre un

organismo pueden diferir en función de la duración del tiempo de exposición al mismo, para

un idéntico valor de salinidad, la tolerancia puede diferir considerablemente en función de

cómo se alcance dicho valor (Ralph, 1998). En general, cuando el aumento se produce

lentamente puede ocurrir una aclimatación, es decir, un ajuste morfológico y/o fisiológico de

los individuos para compensar la exposición a un estrés. Se ha observado como un cambio

gradual en la salinidad suele resistirse mejor que uno brusco o más súbito (Ralph, 1998; Koch

et al., 2007 a; Griffin y Durako, 2012). En la mayoría de nuestros experimentos se ha

trabajado con aumentos súbitos de la salinidad, por lo que ante variaciones progresivas de este

factor se podrían esperar unos efectos distintos si se produce una aclimatación de las plantas.



En el capítulo sobre Cymodocea nodosa se realizó un experimento en el que las plantas que

eran sometidas a incrementos graduales de salinidad (2.5 ups por día) eran capaces de tolerar

dichos cambios de salinidad mejor que las no aclimatadas, mostrando un crecimiento y una

supervivencia mayor. Estos resultados podrían tener una aplicación a la gestión de vertidos de

desalinizadoras, si se establece en las autorizaciones ambientales que la puesta en marcha de

una desalinizadora, o cualquier modificación en la producción de la misma, deba ser realizada

preferentemente de tal forma que implique cambios graduales en la salinidad de su efluente.

También resulta importante conocer si las fluctuaciones de salinidad pueden afectar a la

comunidad asociada, aunque estos efectos no han sido estudiados en detalle en esta tesis. Así

en algunos trabajos se ha observado un efecto sobre la riqueza específica y la biomasa de

epífitos de angiospermas marinas (Kendrick et al., 1988; Dunton y Tomasko, 1994). En

nuestro trabajo (Capítulo 1), debido a la alta variabilidad de la biomasa de epífitos, estos

efectos no resultaron significativos, quizás debido a la corta duración de los experimentos o al

hecho de que muchos de estos organismos (principalmente briozoos, foraminíferos y algas

coralinas) tienen una fracción importante de carbonato cálcico que permanece en la hoja una

vez que los organismos mueren (Kendrick y Lavery, 2001). Por otra parte, cabe destacar que

en praderas sometidas a vertidos hiperhalinos hemos detectado cambios en la abundancia de

equinodermos (Capítulo 8). Así, se ha podido observar la desaparición de estos organismos

ante salinidades elevadas, y su posterior reaparición debido al descenso en la magnitud y

duración de los episodios de altas salinidades.

4. Interacción entre la salinidad y otros factores

Cuando las condiciones no son óptimas para una especie respecto a determinado factor

ambiental, los límites de tolerancia suelen reducirse en lo que respecta a otros factores

ecológicos (Odum y Barrett, 2006). De este modo, la tolerancia a las variaciones de salinidad

podría verse afectada por otros factores del medio, o modificaciones de los mismos, que se

den de forma natural o artificial (Biebl y McRoy 1971; Dawes et al., 1987; Ralph, 1999;


De hecho, además de las ya mencionadas elevadas concentraciones de salinidad, en el

vertido de aguas de rechazo de una desalinizadora también se pueden dar disminuciones en el

pH, asociadas al uso de ácido sulfúrico (Lattemann y Höpner, 2003; Mauguin y Corsin,

2005), o incrementos en la temperatura (Höpner y Lattemann, 2002), que pueden afectar a las



angiospermas marinas, de un modo aislado, o mediante su interacción con los cambios de

salinidad. Otros factores, como la irradianza, la concentración de nutrientes o materia

orgánica, y la presencia de otros compuestos tóxicos, podrían asimismo interactuar con la

salinidad (Kamermans et al., 1999; van Katwijk, et al., 1999, 2000; van Katwijk, 2000; Kahn

y Durako, 2006, 2008).

4.1. Interacciones de la salinidad con el pH

En las desalinizadoras de ósmosis inversa el ácido sulfúrico se emplea de modo

continuo para impedir la formación de depósitos calcáreos sobre sus membranas, de tal forma

que el vertido normalmente suele alcanzar un pH de 7, pero puede llegar a valores de entre 3

y 11 puntos durante las operaciones de limpieza de la planta (Latteman y Höpner, 2002).

El pH, al igual que la salinidad, también es un factor considerado relativamente

constante en mar abierto, donde determina, en gran parte, la concentración y forma de

carbonatos disponible al influir en el equilibrio del sistema tamponador de carbonatos-

bicarbonatos presente en el mismo (Katz et al., 2000), así a valores altos de pH el equilibrio se

desplaza a la generación de más HCO3- y CO3

-2, mientras que a pH bajos el CO2 es más

abundante (Ecuación 1). Para el pH medio del agua de mar, de entre 8 y 8.3, ésta contiene

muy poco CO2 (10 µM a 25º C) y más del 95 % (2.1 mM) en forma de HCO3- (Hellblom,

1999).

2H+ + CO32- ↔ H+ + HCO3

- ↔ H2CO3 ↔ H2O + CO2 (Ecuación 1)

De forma aislada, las variaciones en el pH pueden afectar la fotosíntesis de los vegetales

marinos, al alterar las concentraciones de CO2 y HCO3- en sistemas cerrados (Beer et al.,

1977), pero también poseen efectos fisiológicos al influir en los gradientes electroquímicos e

incluso efectos tóxicos (Beer, 1989; Katz et al., 2000; Touchette y Burkholder, 2000).

Consecuentemente, es de esperar que ante una bajada de pH, que provocaría un

aumento de la concentración de dióxido de carbono disuelto en el agua (Beer et al., 1977), se

favorecería la fotosíntesis, y por tanto el crecimiento de Posidonia oceanica, en condiciones

de limitación de carbono (Invers, 2001), pero se desconoce el efecto de una posible



interacción entre dicho descenso de pH y el incremento de salinidad asociado a un vertido de

desalinizadora.

En nuestros experimentos se estudió la combinación de ambos factores sobre el

crecimiento y la fotosíntesis de dos angiospermas marinas: Posidonia oceanica (Capítulo 2) y

Halophila johnsonii (Capítulo 5). En los experimentos realizados con P. oceanica no se

observó ningún tipo de interacción significativa, pudiéndose explicar los resultados obtenidos

por los efectos causados por cada uno de los factores de forma aislada. Mientras que en el

trabajo de Halophila jonhsonii sí se ha observado una pequeña interacción entre la salinidad y

el pH para la tasa de fotosíntesis a luz saturante, pero no para el resto de parámetros

fotosintéticos analizados. En este caso, se esperaba que un descenso de pH en un sistema

cerrado causase un incremento en la concentración de CO2, y subsecuentemente un

incremento en las tasas fotosintéticas de las angiospermas marinas (Beer y Waisel 1979;

Invers et al., 1997), pero dicha tendencia no se observó ante el incremento de salinidad.

4.2. Interacción con la temperatura

Los vertidos de desalinizadoras de destilación súbita por efecto flash pueden llegar a

superar hasta en 15ºC la temperatura del agua de la zona receptora (Valero et al., 2001;

Lattemann y Höpner, 2002, 2003), provocando una contaminación térmica considerable.

Normalmente, los vertidos de desalinizadoras por OI no implican un incremento tan acusado

en la temperatura, pero sí se ha observado que en algunas de estas instalaciones, y durante

determinadas épocas del año, la temperatura del efluente puede ser ligeramente superior o

inferior a la del medio receptor (Fernández-Torquemada et al., 2005 a).

La temperatura es un factor abiótico de gran importancia para el crecimiento y

supervivencia de una especie en un ambiente determinado (Begon et al., 2006). Estudios de

laboratorio con angiospermas marinas han detectado un incremento de la tasa fotosintética y

respiratoria a temperaturas elevadas, duplicándose la fotosíntesis aproximadamente por cada

incremento de 10ºC (Taiz y Zeiger, 2002). Además, se ha demostrado que su influencia en el

metabolismo de los vegetales marinos (Drew, 1979) modifica la capacidad de estos para

adaptarse a cambios de otros factores en el medio, como la iluminación o la salinidad

(Zieman, 1975). Pero también puede ocurrir al contrario, Biebl y McRoy (1971) detectaron un

incremento en la resistencia plasmática al calor con el incremento de la salinidad para las

formas submareales de Zostera marina, mientras que Vermaat et al. (2000) observaron un



incremento de la mortalidad de Z. noltii en altas salinidades experimentales cuando la

temperatura alcanzaba los 20ºC.

En nuestros experimentos se estudió la combinación de los incrementos de temperatura

y salinidad sobre el crecimiento y la fotosíntesis de dos angiospermas marinas: Cymodocea

nodosa (Capítulo 4) y Halophila johnsonii (Capítulo 5). Aunque no se detectaron

interacciones en la respuesta fotosintética de Halophila johnsonii a las variaciones conjuntas

de salinidad y temperatura, si que se observó un incremento de todos los parámetros de FI,

excepto Ic, con la temperatura. Mientras que en el trabajo de C. nodosa se obtuvo una

respuesta significativa ante la interacción. Así, se observó que a salinidades de entre 37 y 48

ups las plantas poseían una mayor tasa de crecimiento a la temperatura más elevada, pero

cuando la salinidad se incrementaba a 53 ups el aumento de temperatura no provoca un efecto

positivo en el crecimiento.

5. Estudios in situ: Comportamiento de los vertidos de desalinizadoras y su posible

afección a angiospermas marinas

Los vertidos de desalinizadoras por OI estudiados en el presente trabajo tuvieron una

dispersión y una afección sobre las comunidades biológicas considerablemente distinta, en el

espacio y en el tiempo, debido a su diferente caudal, localización, dilución y salinidad inicial,

y factores del medio receptor.

5.1. Características y comportamiento de los vertidos estudiados

En todos los casos estudiados siempre se ha observado la formación de una capa de

salinidad más elevada que la del medio receptor, y que se abre en abanico al alejarse del punto

de vertido. En la zona más próxima a este punto la salinidad es más elevada y, conforme nos

alejamos del mismo, se va reduciendo pudiendo llegar a abarcar unas extensiones

considerables según el caso (> 4 km, Capítulo 8). Este efecto es debido a que la mezcla con el

agua de mar es muy rápida inicialmente, en lo que se conoce como campo cercano, y más

lenta en el campo lejano (Del Bene et al., 1994; Doneker y Jirka, 2001). La altura de la

haloclina generada por el vertido puede variar dependiendo del caudal pero, en general, va

perdiendo grosor conforme nos alejamos del punto de vertido. Por otro lado, en nuestros



estudios se ha podido comprobar cómo la dispersión de esta capa o pluma de mayor salinidad,

es muy variable según las condiciones meteorológicas e hidrodinámicas. Así, en días con

temporales o condiciones de viento elevadas, que generan un oleaje considerable (1.5-2.5 m),

siempre que la orientación de la costa y el vertido fuera la más expuesta a dicho oleaje, la

extensión de la pluma era mucho más reducida que en días de mar calmado (Fernández-

Torquemada y Sánchez-Lizaso, 2009).

Generalmente, el comportamiento de la pluma sigue el patrón que corresponde a un

vertido de mayor concentración que el agua de mar, esto es, se hunde y se desplaza según la

pendiente batimétrica, diluyéndose a una velocidad que es proporcional a la agitación de la

columna de agua (Cipollina et al., 2009). Sin embargo, en la desalinizadora de Alicante se

observó como en los meses estivales, la pluma salina quedaba retenida a nivel de la

termoclina estacional (a 10-15 m de profundidad), por lo que no llegaba a alcanzar el fondo,

no afectando a las comunidades bentónicas durante este periodo de tiempo. Este

comportamiento se pudo explicar, por la menor temperatura del agua debajo de la termoclina,

lo que reduce la diferencia de densidades entre masas de agua y la fuerte estratificación

existente.

En los vertidos que no alcanzan esas profundidades, como es el caso del de la

desalinizadora de Jávea, las salinidades más elevadas siempre discurren por el fondo. De

hecho, en esta misma desalinizadora se observó una estacionalidad en el vertido ya que en

verano se detectaron salinidades más elevadas, así como una mayor extensión de la pluma

salina. Este resultado es consecuencia, del descenso de precipitaciones en el área, así como de

unas condiciones hidrodinámicas más suaves, ya que en verano no se producen tantos

temporales como en el resto del año, pero también, y en este caso concreto, al hecho de que la

desalinizadora duplique su producción debido a la mayor demanda en esta época del año

(Malfeito et al., 2005). En cualquier caso, y para este determinado vertido, la pluma generada,

y observada en las distintas campañas realizadas entre 2002 y 2012, nunca ha llegado a

superar los 400 m de extensión (desde la bocana del Canal de la Fontana) y tampoco ha

afectado a las comunidades de Posidonia oceanica existentes en la zona, lo que podría

explicarse por la predilución de la salmuera antes de la descarga, por el empleo de numerosos

difusores (16) para el vertido que se realiza a lo largo de una canal artificial, y por el

hidrodinamismo existente en la zona.

Además, en todas las desalinizadoras estudiadas se ha podido observar que la dilución

previa, mediante agua de mar, reduce la salinidad del efluente y la dispersión del mismo. En



la desalinizadora de Jávea un ratio de dilución de 4:1 es suficiente para asegurar una salinidad

final del vertido menor a 44 ups. En Alicante y en San Pedro del Pinatar se observó que

aunque se incrementará la producción de las plantas, y por lo tanto el caudal de la salmuera, la

predilución produjo una dispersión del efluente similar o menor al obtenido con la producción

inicial.

Por lo tanto, el comportamiento de la pluma generada por un vertido de desalinizadora,

dependerá en gran medida de la producción de la IDAM, pero también de la configuración del

vertido o la predilución del agua de rechazo, y se puede modificar la extensión de la zona de

influencia del vertido modificando las características del mismo, por lo que este aspecto es

crucial para reducir los impactos sobre el medio ambiente de los vertidos de desalinizadoras.

5.2. Efectos de los vertidos en los organismos marinos

En los capítulos 6 (desalinizadora de Jávea) y 7 (desalinizadora de San Pedro del

Pinatar) del presente trabajo, se ha podido observar como al realizar un vertido en las

condiciones más óptimas, según las características de la IDAM y de la zona receptora, se

puede evitar afectar a las comunidades bentónicas más sensibles o bioindicadoras de este tipo

de impacto. Según los datos obtenidos del seguimiento de la dinámica poblacional de

Posidonia oceanica y de las poblaciones de equinodermos próximos a las zonas de vertido no

hay ninguna afección que se pueda vincular a este tipo de impacto, lo cual es lógico ya que la

capa de alta salinidad no llegó a alcanzar a dichos organismos. Resultados similares se

obtuvieron con las comunidades de infauna de fondos blandos en estas mismas

desalinizadoras (Del-Pilar-Ruso et al., 2009). El único efecto significativo detectado después

de la puesta en marcha de la desalinizadora de Jávea ha sido el incremento de la ictiofauna en

la zona más cercana al punto de vertido (Sánchez-Lizaso et al., 2004; Malfeito et al., 2005).

Sin embargo, en el PVA de la desalinizadora de Alicante sí que se llegaron a detectar

incrementos de salinidad sobre las praderas de Posidonia oceanica, aunque dichos

incrementos variaron en magnitud y en persistencia. La localización de dicho vertido se

realizó en una zona previamente degradada, de hecho, el límite superior de Posidonia

mostraba una regresión importante debido principalmente a la construcción del Puerto de

Alicante en esa misma zona de la Bahía, pero también a otros impactos locales (Ramos-Esplá,

1984). En cualquier caso, inicialmente, cuando la desalinizadora comenzó a funcionar, vertía

sin diluir, y se sobrepasaron los umbrales de tolerancia establecidos para esta especie (Autores



varios, 2003; Buceta et al., 2003; Sánchez-Lizaso et al., 2008), detectándose unos primeros

síntomas sobre su vitalidad (reducción del crecimiento foliar) y sobre la población de

equinodermos asociada. Pero coincidiendo con la a la ampliación de la IDAM se modificó el

vertido para incluir la predilución del mismo, detectándose menores valores de salinidad

sobre las praderas de Posidonia, y la recuperación de las poblaciones de equinodermos hasta

sus valores de densidad iniciales. En cuanto a la propia pradera, aunque se viese sometida a

menores salinidades, continuó con su tendencia regresiva, la cual además se acrecentó durante

la ampliación del Puerto de Alicante, que se realizó durante esos años. En este caso no

podemos asegurar que el vertido de esta desalinizadora haya tenido un impacto negativo sobre

esta especie, ya que si lo ha tenido ha sido de forma sinérgica con la multitud de impactos que

se dan en la zona, y que son los responsables de que esa masa de agua este clasificada con una

baja calidad ecológica según la Directiva Marco del Agua (Fernández-Torquemada et al.,

2008 a).

6. Recomendaciones sobre los vertidos procedentes de desalinizadoras

Los aspectos ambientales relacionados con la construcción y explotación de las plantas

desalinizadoras son cada vez más importantes, debido a la propia iniciativa de las empresas y

a un marco regulatorio cada vez más exigente, que obliga a contar con determinadas

autorizaciones ambientales, como las declaraciones de impacto ambiental, las autorizaciones

de vertido y los programas de vigilancia ambiental, como los aquí presentados. De hecho, a lo

largo de este trabajo se han mostrado distintos ejemplos de cómo los efectos ambientales

negativos asociados a un vertido de desalinizadora pueden minimizarse con una adecuada

planificación y recomendaciones. Estas medidas deben ser diferentes dependiendo del tipo y

tamaño de instalación desalinizadora, de las condiciones físicas ambientales y de las

comunidades biológicas presentes en el área de vertido, pero en general, y a raíz de los

resultados obtenidos a lo largo del presente trabajo, se dan las siguientes recomendaciones.

- Maximizar la dilución inicial del vertido

Como por ejemplo, mediante una mezcla previa del agua de rechazo con agua de mar,

antes de su descarga en el medio marino. Esta recomendación se llevó a cabo en todas las

desalinizadoras que se estudian en el presente trabajo y se pudo comprobar la eficacia de la

misma. Si este mecanismo es empleado, además, se recomienda diseñar las desalinizadoras



con una mayor capacidad de dilución que la indicada por los modelos de dispersión,

aplicando el principio de precaución, ya que como se ha podido observar estos modelos no

siempre son correctos. Si no es necesario se puede detener la dilución pero resulta muy

complicado introducirla en un proyecto en el que no estaba prevista inicialmente.

Además de la predilución con agua de mar, se puede aprovechar la mezcla con otro tipo

de vertidos, como los procedentes del agua que se emplea como refrigerante en las centrales

térmicas, y que al poseer una temperatura mucho mayor que la del medio receptor, al

combinarse con la salmuera puede formar un vertido superficial, de menor densidad que el

agua de mar, y que no afecte a las especies bentónicas (Bleninger y Jirka, 2010).

- Optimizar la mezcla del vertido

Lo que se puede conseguir al descargar en áreas muy hidrodinámicas, ya que el oleaje y

las corrientes pueden actuar dinámicamente incrementando la mezcla inicial del efluente y por

lo tanto su dispersión. Tal y como ocurre en la desalinizadora de Alicante, donde se ha

comprobado como la dispersión del vertido directo en costa se ve afectado por las condiciones

meteorológicas y el estado del mar (Fernández-Torquemada y Sánchez-Lizaso, 2009).

También se puede mejorar la mezcla inicial empleando varios difusores en lugar de un único

punto de vertido, como ocurre en el caso de la desalinizadora de Jávea que vierte mediante 16

difusores a lo largo de un canal artificial, el cual a su vez desemboca en una playa en una zona

de poca profundidad, dónde el hidrodinamismo mejora aún más la mezcla inicial. Además, se

puede modificar la orientación del chorro lanzado por estos difusores, ya que en diferentes

investigaciones se ha observado como la dilución es mayor cuanto mayor sea su recorrido, lo

que se consigue con un ángulo de entre 30 y 60º (Bleninger y Jirka, 2007).

- Seleccionar una correcta ubicación del vertido

Realizar la descarga preferentemente en zonas artificiales (puertos, canales, etc.) o

previamente degradadas, evitando zonas con comunidades de alto valor ambiental o

potencialmente sensibles a incrementos de salinidad (como las praderas de Posidonia

oceanica), siendo preferible que el vertido afecte a fondos de arena carentes de vegetación.

Para ello resulta de gran importancia conocer la distribución y estado de las comunidades

marinas presentes en la zona donde se pretende realizar el vertido. Dicha información debe

ser empleada a la hora de escoger el emplazamiento final del vertido.



Un ejemplo de la aplicación de esta medida se ha visto en el caso de la desalinizadora

de Jávea, en la que inicialmente se iba a realizar el vertido en el río Gorgos, pudiendo llegar a

afectar a las praderas de P. oceanica más cercanas, por lo que su ubicación se trasladó al

Canal de la Fontana. Un canal artificial construido para crear un puerto deportivo, y que se

caracterizó previamente a la descarga, resultando ser eutrófico y con una circulación

restringida. Con la entrada en funcionamiento de la desalinizadora, se ha visto como el

efluente ha aumentado la circulación del agua en el canal, reduciendo la situación anóxica

inicial.

Otra opción para evitar el vertido en zonas con comunidades costeras de alto valor

ambiental es la de emplear largos emisarios, ya que la salmuera, más densa que el agua de

mar, tenderá a desplazarse siguiendo la batimetría hacia zonas más profundas. Sin embargo,

esta solución no debe generalizarse porque, además de su alto coste económico, la

construcción de un emisario supone un impacto considerable, se vierte a profundidades en las

que las posibilidades de mezcla son menores por el menor hidrodinamismo, donde también

puede afectar a otras comunidades de gran importancia ecológica (fondos de maërl,

coralígeno, etc.), y se pueden producir roturas, difíciles de detectar, que podrían provocar un

vertido en las comunidades que se pretende proteger.

- Realizar programas de vigilancia ambiental adecuados

Los PVA son herramientas de gran utilidad, que están basadas en la realización de

observaciones repetidas en un sistema, con el fin de detectar un cambio negativo en el mismo,

que pueda atribuirse a determinada actividad, de la forma más rápida posible y antes de que

éste sea irreversible (Stewart-Oaten, 1996; Kingsford y Battershill, 1998; Short et al., 2002).

En el caso de los vertidos de desalinizadoras resulta importante establecer un correcto

programa de vigilancia ambiental con base científica para corregir los posibles impactos

ambientales que se detecten durante su funcionamiento (Fernández-Torquemada y Sánchez-

Lizaso, 2007). Para ello se debe partir de estudios preoperacionales en los que se estime un

estado inicial del sistema antes de que la actividad haya comenzado como se ha realizado en

el presente trabajo, ya que en todos estos estudios se tuvo en cuenta el estado inicial del medio

(aunque hubiera sido preferible disponer de una mayor replicación temporal antes del vertido

lo que no ha sido posible). De hecho, se conocen muy pocos estudios en los que se analicen

los efectos de un vertido de desalinizadora, antes y después de su funcionamiento (Raventos



et al., 2006; del-Pilar-Ruso et al., 2009), en contraste con todos los realizados una vez que la

actividad ya está en marcha (del-Pilar-Ruso et al., 2007, 2008; Riera et al., 2011, 2012).

En el momento en que la desalinizadora comience a funcionar también es esencial

controlar la dispersión temporal y espacial del efluente, mediante la caracterización de las

propiedades físicas del agua de mar en las proximidades del punto de vertido. Así, para

conocer la distribución espacial de la salmuera se deben realizar varias campañas a lo largo

del año, para considerar la variabilidad estacional (diferentes vientos, brisas, calmas, etc.) e

incluir la posible formación de termoclinas. La extensión del área de estudio y el espaciado

entre los puntos de muestreo dependerá de la producción de la planta desalinizadora, del tipo

de descarga, del medio receptor (batimetría y regímenes hidrodinámicos) y de la existencia de

modelos predictivos. Estos muestreos requieren el uso de CTDs (sensores de conductividad,

temperatura y profundidad) u otros equipos que puedan ser usados para obtener perfiles de

temperatura, salinidad y densidad de la columna del agua, con el propósito de delimitar la

pluma de salmuera y su dilución en el área. Además, cuando haya comunidades sensibles

cerca del punto de vertido se recomienda tener un registro continuo de la salinidad. Se pueden

emplear CTs (sensores de conductividad y temperatura), con memoria incorporada, anclados

cerca del fondo, para medir de forma simultánea la salinidad y temperatura en múltiples

localidades. Estas localidades se seleccionarán en función de la presencia de comunidades

biológicas de interés, como las praderas de Posidonia oceanica.

Por otra parte, un programa de vigilancia ambiental efectivo implica la identificación y

seguimiento de determinadas especies bioindicadoras. Estas especies deben ser sedentarias, ya

que especies móviles no reflejan necesariamente las condiciones locales, de relevancia

ecológica, con una amplia distribución, extensamente estudiadas y particularmente sensibles a

las variaciones ambientales. La selección de un bioindicador debe adaptarse a las condiciones

locales, aunque son preferibles bioindicadores con amplios rangos de distribución. Ese es el

caso de muchas especies de equinodermos, que son considerados como buenos organismos

bioindicadores debido a su abundancia y amplia distribución. Resultan idóneos para este tipo

de programas de vigilancia porque son organismos osmoconformadores, no son capaces de

regular su presión osmótica interna y diversos estudios han demostrado que sólo pueden

tolerar un rango estrecho de salinidades (Irlandi et al., 1997; Basuyaux et al., 1998). La

disminución o total desaparición de los equinodermos en el área más próxima al vertido puede

indicar un cambio en las comunidades marinas producido por la influencia de la salmuera.

Cuando el vertido de la desalinizadora se produce en fondos blandos, de arenas o fangos, sin



angiospermas marinas y con muy baja densidad de equinodermos, puede ser interesante

emplear la infauna de fondos blandos como bioindicadora. Así, por ejemplo, se ha observado

que algunas familias de poliquetos son muy sensibles a los incrementos de salinidad (del-

Pilar-Ruso et al, 2007, 2008, 2009).

En cualquier caso, los PVA han de realizarse con el mayor rigor científico y con un

diseño de muestreo adecuado, evitándose planteamientos poco razonables o ilógicos, como ha

ocurrido en algunos casos en los que se ha impuesto la toma de datos de parámetros

innecesarios (como la concentración de coliformes) o el empleo de procedimientos

inadecuados (ubicación de CTs en zonas de mata muerta de Posidonia), así como límites de

tolerancia para determinadas especies sin ningún tipo de justificación científica (39.5 ups para

Cymodocea nodosa).

Por último cabe recordar que los PVA sirven para comprobar la efectividad de las

recomendaciones y medidas de mitigación efectuadas, además de asegurar la aplicación de la

legislación vigente (UNEP, 2008). Asimismo, la información que se vaya obteniendo a lo

largo del plan de vigilancia debe emplearse para realizar posibles modificaciones, tanto de la

producción de la planta, como de posibles diluciones, y del propio PVA.

- Conocimiento de la tolerancia de las especies próximas al vertido

Cuando no sea posible evitar verter en zonas con comunidades u organismos protegidos

o ecológicamente relevantes, sería de suma importancia conocer la tolerancia de los mismos

ante los incrementos de salinidad, y si no existiese información al respecto, realizar estudios

como los presentados en este trabajo. De máxima necesidad resulta el conocer los efectos que

estos vertidos tendrían en las especies estructurales, de las que dependen el resto de especies

de dicha comunidad. Tal es el caso de las angiospermas marinas que se han estudiado en el

presente trabajo, aunque una mayor experimentación respecto a Zostera noltii y Cymodocea

nodosa es necesaria, tal y como la realizada con Posidonia oceanica (Autores varios, 2003;

Buceta et al., 2003; Sánchez-Lizaso et al., 2008)

De hecho, hasta la fecha, por parte de las autoridades ambientales se está aplicando un

umbral de salinidad de 39.5 ups para proteger las praderas de Cymodocea nodosa, valor

propuesto con escasa justificación científica. En este estudio se ha detectado una reducción

significativa del crecimiento de Zostera noltii y Cymodocea nodosa a salinidades superiores a

41 ups, aunque sería interesante, realizar investigaciones in situ, en el caso de que algún



vertido real incrementará la salinidad, hasta estos valores, en una pradera de Cymodocea

nodosa y/o Zostera noltii, y ejecutar un estudio con una base científica sólida y criterios

estadísticos rigurosos para demostrar si estas salinidades pueden, a largo plazo afectar a las

praderas o su fauna acompañante.

A todo lo anterior, se ha de añadir, que aunque ya se posean datos sobre los límites de

tolerancia de las praderas de angiospermas marinas más representativas del Mediterráneo,

todavía quedaría establecer estos límites para otras comunidades de igual importancia, como

son las comunidades de Cystoseira, el coralígeno y los fondos de maërl (Ros et al., 1989;

Ballesteros et al., 1998; Barberá et al., 2003), que también pueden verse afectados por este

tipo de vertidos, aunque de modo precautorio se deberían evitar estas comunidades y

maximizar la dilución del vertido.

Conclusiones

CONCLUSIONS

Conclusiones Conclusions


CONCLUSIONES

Tolerancia a la salinidad de angiospermas marinas en condiciones controladas

1. Las variaciones de la salinidad, incluso en experimentos de corta duración, afectan de

forma significativa al crecimiento y la supervivencia de las angiospermas marinas: Posidonia

oceanica, Cymodocea nodosa, Zostera noltii y Halophila johnsonii. Siendo Posidonia

oceanica la especie menos tolerante, de las estudiadas, a aumentos en la salinidad del medio

que la rodea.

2. En plantas adultas de estas especies, un incremento de la salinidad provoca una reducción

significativa de la actividad fotosintética y del crecimiento foliar, un aumento de su

mortalidad, la aparición de manchas de necrosis en sus hojas y una mayor caída de éstas.

Estos efectos son más evidentes cuanto mayor es el aumento en la salinidad, pero se empiezan

a observar a incrementos relativamente pequeños de la misma (39.1 ups para P. oceanica y 41

ups para C. nodosa y Z. noltii). No se puede descartar que los efectos a medio o largo plazo

sean superiores a los detectados en nuestros experimentos, debido a los posibles efectos

acumulativos sobre el balance de carbono de la planta.

3. La reducción del crecimiento foliar de Posidonia oceanica, también se observó al someter

únicamente la parte basal de la planta a un aumento de salinidad, probablemente debido a que

en esa zona se encuentran los meristemos responsables del crecimiento de sus hojas.

4. Las plantas de P. oceanica que sobreviven a los incrementos de salinidad, y no han estado

sometidas a salinidades muy elevadas (< 46 ups), son capaces de recuperar parte de su

crecimiento foliar al ser devueltas a la salinidad normal del agua de mar, dependiendo en todo

caso del tiempo de exposición a los tratamientos hipersalinos.

5. Las variaciones de salinidad también afectan de forma significativa el desarrollo de las

plántulas de Posidonia oceanica, que, al igual que las plantas adultas, toleran mejor una

reducción de salinidades que un incremento de las mismas. Salinidades iguales o mayores a

39 ups provocan una disminución de la producción de hojas y del crecimiento foliar y

radicular de las plántulas.

Conclusions Conclusiones


6. La tolerancia a la salinidad puede estar influenciada por el ecotipo o por la población de

procedencia de las plantas. Así, poblaciones de Cymodocea nodosa que en el medio natural

soportan una mayor salinidad presentan una mayor tolerancia ante los incrementos de este

factor. También se ha observado que puede variar a lo largo del año, ya que en verano las

plantas muestran un menor crecimiento y supervivencia a altas salinidades que en invierno,

cuando el gasto energético y metabólico es menor. Asimismo se ha detectado una interacción

entre la salinidad y la temperatura para esta especie.

7. Si se produce cierta aclimatación, o un aumento gradual de la salinidad, las plantas de

Cymodocea nodosa muestran una mayor tolerancia que ante un aumento brusco de la

salinidad.

8. No se observaron interacciones entre las reducciones del pH y el incremento de la salinidad

para el crecimiento foliar de Posidonia oceanica, pero sí para la actividad fotosintética de

Halophila johnsonii, que no se incrementó, como era de suponer, ante la reducción del pH si

la salinidad era elevada.

9. En cualquier caso, las condiciones en las que se ha realizado el presente estudio han sido

experimentales y, por lo tanto, ante un vertido de aguas de rechazo, con una mayor

complejidad de factores y elementos interviniendo, la respuesta de las plantas también podría

diferir de la observada en este estudio.

Efectos de los vertidos de plantas desalinizadoras

10. La mejor opción a la hora de ubicar un vertido es emplear zonas artificiales o muy

degradadas, maximizando la dilución. Un vertido en costa, cercano a comunidades de gran

valor ecológico, requiere un estricto programa de vigilancia ambiental que permita aumentar

la dilución del vertido cuando sea necesario o incluso disminuir la producción de la

desalinizadora.

11. Para maximizar la dilución de los vertidos de las desalinizadoras se puede diluir el vertido

con agua de mar o aumentar la mezcla empleando difusores. De este modo se reduce el

aumento de salinidad y la extensión de la pluma salina generada.

Conclusiones Conclusions


12. El comportamiento de un vertido de desalinizadora por OI sigue el patrón que

corresponde a un efluente de mayor densidad que el agua de mar. Se da una dilución rápida en

el campo cercano, un desplazamiento siguiendo la línea de máxima pendiente, la apertura en

forma de abanico al alejarse del punto de vertido y una dilución más baja en el campo lejano.

13. No obstante, en el periodo estival, la pluma salina puede quedar retenida a nivel de la

termoclina estacional y no alcanzar el fondo. Este comportamiento se puede explicar, en

parte, por la menor temperatura del agua debajo de la termoclina, lo que reduce la diferencia

de densidades entre masas de agua y la fuerte estratificación existente. En estas circunstancias

es necesario realizar una mayor dilución del vertido, o disminuir la producción de la

desalinizadora durante los meses de invierno, cuando se pueden detectar mayores salinidades

sobre las comunidades bentónicas.

14. En el periodo de estudio, 2003-2010, las praderas de Posidonia oceanica de la Bahía de

Alicante han experimentado una fuerte regresión. Se ha perdido una superficie importante de

pradera (105 hectáreas) y el límite superior de la misma ha descendido hasta los 17 m de

profundidad. Al mismo tiempo, en muchas zonas del interior de la pradera se ha producido

una pérdida de densidad y cobertura.

15. La regresión de las praderas de Alicante no presenta relación directa con el vertido de la

desalinizadora, puesto que afecta a una zona más amplia que la influida por este vertido y no

se observó en el periodo durante el que la salinidad en la pradera fue más elevada. Los

impactos que sufre la pradera de Posidonia oceanica en la zona son muy variados, entre ellos

cabe destacar el vertido de aguas residuales tratadas de la EDAR de Rincón de León, el

vertido del matadero, la influencia del puerto de Alicante y su reciente ampliación, el fondeo

de grandes barcos y la pesca de arrastre en la zona más profunda. Por lo que la regresión

observada probablemente se deba al efecto acumulado de los distintos impactos sobre la

pradera.

16. Las poblaciones de equinodermos fueron afectadas inicialmente por el vertido de la

desalinizadora de Alicante, recuperándose a partir de la dilución del mismo. Por tanto, se

considera que los equinodermos pueden ser empleados como indicadores tempranos de

degradación ante un vertido hiperhalino y para monitorizar la posible recuperación de una

zona cuando se aplican medidas correctoras.

Conclusions Conclusiones


Bibliografía

REFERENCES

Bibliografía References


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