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http://www.fao.org/documents/\"
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Producido por: Departamento de Desarrollo SostenibleTítulo: Lucha contra la contaminación agrícola de los recursos hídricos. (Estudio FAO: ... Eutrofización de las aguas superficiales Contribución de la agricultura a la eutrofizaciónFertilizantes orgánicos \"
Eutrofización\"
es el enriquecimiento de las aguas superficiales con nutrientes para las plantas. Si bien la eutrofización se produce en forma natural, normalmente está asociada a fuentes antropogénicas de nutrientes. El \"
estado trófico\"
de los lagos es un concepto fundamental en la ordenación de los mismos. Significa la relación entre el estado de nutrientes en un lago y el crecimiento de la materia orgánica en el mismo. Eutrofización es el proceso de cambio de un estado trófico a otro de nivel superior por adición de nutrientes. La agricultura es uno de los factores principales de eutrofización de las aguas superficiales. El estudio mundial más completo sobre la eutrofización es el del Programa Cooperación sobre la Eutrofización, de la Organización de Cooperación y Desarrollo Económicos (OCDE), realizado en el decenio de 1970 en 18 países (Vollenweider et al., 1980). La secuencia de estados tróficos desde oligotróficos (con bajo nivel de nutrientes) hasta hipertróficos (= hipereutróficos [con gran abundancia de nutrientes]), es la que puede observarse en el Cuadro 12. Aunque tanto el nitrógeno como el fósforo contribuyen a la eutrofización, la clasificación del estado trófico normalmente se basa en el nutriente que representa una limitación. En la mayor parte de los casos, el factor de limitación es el fósforo. Si bien los efectos de la eutrofización, como las mareas de algas, son fácilmente visibles, el proceso de eutrofización es complejo y ofrece dificultades de cuantificación. No es este el lugar más indicado para proceder a un examen detenido sobre los aspectos científicos de la eutrofización. No obstante, los factores señalados en el Cuadro 13 indican los tipos de variables que deben tenerse en cuenta. Dada la compleja interacción entre las numerosas variables que intervienen en la eutrofización, Janus y Vollenweider (1981) llegaron a la conclusión de que es imposible establecer una delimitación estricta entre las distintas clases tróficas. Por ejemplo, un lago con concentraciones totales de fósforo y clorofila-a de 10 y 2,5 mg/m3 respectivamente, puede ser clasificado en diferentes clases de eutrofización. Janus y Vollenweider calcularon que la probabilidad de que dicho fuese clasificado bajo diferentes clases es la siguiente: CUADRO 12Relación entre niveles tróficos y características de los lagos (Adaptado de Janus y Vollenweider, 1981) Estado tróficoMateria orgánicamg/m3Promedio total de fósforo1mg/m3Máximo de clorofila1mg/m3Profundidad de Secchi1mOligotróficobajo8,04,29,9Mesotróficomedio26,716,14,2Eutróficoalto84,442,62,45Hipertróficomuy alto750-12000,4-0,5 Estos valores constituyen la clasificación preliminar de la OCDE y representan la media geométrica. Profundidad de Secchi = sistema que permite medir la turbidez de la columna de agua en un lago. CUADRO 13Parámetros para medir y supervisar la eutrofización (Fuente: Janus y Vollenweider, 1981). Variables resultantesVariables determinantesVariabilidad a corto plazo: elevadaVariabilidad a corto plazo: moderada-bajaBiomasa de fitoplanctonCultivos en pie de zooplanctonCargas de nutrientesFósforo totalGrandes grupos de algas y especies dominantesCultivos en pie de fauna de fondoOrtofosfatosNitrógeno totalNitrógeno mineralClorofila a y otros fitopigmentos P,  N,  Si epilimnético ( es la diferencia entre las concentraciones de invierno y verano)(NO3 + NH3)Nitrógeno KjeldahIConcentraciones de nutrientesPartículas de carbono orgánico y NO2 y  O2 hipolimnéticosIgual que más arribaSílice reactivoTasas diarias de producción primariaProducción primaria anualOtros (por ejemplo, micro-elementos)Visibilidad del disco Secchi FósforoClorofilaUltra-oligotrófico10%6%Oligotrófico63%49%Mesotrófico26%42%Eutrófico1%3%Hipertrófico0%0%100%100% Esto significa que de acuerdo al contenido total de fósforo (10 mg/m3), el lago tiene un 63% de probabilidad de ser clasificado como Oligotrófico y 26% de probabilidad de ser clasificado como mesotrófico. FIGURA 8 - Proliferación de algas en un lago de la pradera canadiense dominado por la escorrentía agrícola. Se observa la proliferación de algas en la orilla Los síntomas y efectos de la eutrofización son los siguientes:  Aumento de la producción y biomasa de fitoplancton, algas asociadas (Figura 8) y macrofitas.  Modificación de las características del hábitat debida a la transformación del conjunto de plantas acuáticas.  Sustitución de especies ícticas deseables (por ejemplo, salmónidos en los países occidentales) por otras menos cotizadas.  Producción de toxinas por determinadas algas.  Aumento de los gastos de operación de los sistemas públicos de abastecimiento de agua, además de problemas de gusto y olor, especialmente durante los períodos de proliferación de algas.  Desoxigenación del agua, especialmente al finalizar las situaciones de proliferación de algas, lo que normalmente da lugar a una mortandad de peces.  Colmatación y obstrucción de los canales de riego por las malas hierbas acuáticas (el jacinto acuático puede presentar problemas de introducción, no necesariamente de eutrofización).  Reducción de las posibilidad de utilización del agua para fines recreativos, debido al lodo, infestación de malas hierbas y olores molestos producidos por la descomposición de las algas.  Impedimentos a la navegación debido al crecimiento de densas masas de malas hierbas.  Pérdidas económicas debidas a la modificación de las especies ícticas, mortandad de peces, etc. Contribución de la agricultura a la eutrofización En el resumen sobre la repercusión de los fertilizantes en la calidad del agua que aparece en el documento FAO/CEPE (1991) se citan los siguientes problemas:  La fertilización de las aguas superficiales (eutrofización) da lugar, por ejemplo, al crecimiento explosivo de algas, que ocasiona trastornos en el equilibrio biológico [incluyendo mortandades de peces]. Así ocurre tanto en las aguas continentales (acequias, ríos, lagos) como costeras.  El agua subterránea se contamina fundamentalmente por la presencia de nitratos. En todos los países el agua subterránea es una reserva importante de agua potable. En varias zonas, este recurso hídrico está contaminado hasta el punto de que ya no reúne las condiciones establecidas en las normas actuales para el consumo humano. Si bien, según FAO/CEPE (1991), estos problemas se deben fundamentalmente a la presencia de fertilizantes minerales, en algunos lugares la situación está especialmente asociada a la aplicación extensiva e intensiva de fertilizantes orgánicos (estiércol). La contribución exacta de la agricultura a la eutrofización del agua superficial y a la contaminación de las aguas subterráneas es difícil de cuantificar. En caso necesario, la utilización de isótopos ambientales puede facilitar el diagnóstico de la trayectoria seguida por los contaminantes hasta llegar a las aguas subterráneas y una vez que se han introducido en ellas (OIEA, comunicación personal, 1996). En RIVM (1992), citando a Isermann (1990), se calcula que la agricultura europea es causante del 60 por ciento del total del flujo fluvial de nitrógeno al Mar del Norte, y del 25 por ciento de la carga total de fósforo. La agricultura contribuye también de forma sustancial a la carga total de nitrógeno atmosférico en el Mar del Norte y el Mar Báltico. Ello representa el 65 y 55 por ciento, respectivamente. En Checoslovaquia, la agricultura aporta el 48 por ciento de la contaminación del agua superficial. En Noruega y Finlandia se han señalado situaciones, localmente significativas, de eutrofización de las aguas superficiales como consecuencia de factores agrícolas; los altos niveles de utilización de N y P son considerados como los causantes de la proliferación de algas en el Adriático; algo semejante ha ocurrido en las aguas costeras de Dinamarca; en los Países Bajos se ha registrado una contaminación sustancial de las aguas subterráneas por nitrato (FAO/CEPE, 1991). Appelgren (FAO, 1994b) observa que el 50 por ciento de los pozos poco profundos que abastecen de agua a más de un millón de residentes de Lituania no son aptos para el consumo humano por la presencia de una gran variedad de contaminantes, entre los que figuran plaguicidas y compuestos nitrogenados. En los años sesenta, el Lago Erie (uno de los Grandes Lagos de América del Norte) fue declarado \"
muerto\"
por la prensa, debido a los altos niveles de nutrientes acompañado por un crecimiento excesivo de algas, mortandad de peces y sedimentos de fondo anaeróbicos. Si bien en CEPE (1992) los desechos de la ganadería se consideran como fuente localizada de contaminación, por lo que se excluyen de los cálculos de la contribución de la agricultura a la eutrofización en Europa, sus estadísticas revelan que esos desechos explican \"
por término medio\"
el 30 por ciento de la carga total de fósforo en las aguas continentales europeas, correspondiendo al resto de la agricultura otro 17 por ciento. La situación en el caso del nitrógeno, como en el del fósforo, presentaba grandes diferencias de unos países a otros. Según las estadísticas de Dinamarca, el estiércol aporta al menos el 50 por ciento de la lixiviación de N inorgánico (Joly, 1993). El nitrógeno procedente de fuentes agrícolas no localizadas representó en los Países Bajos el 71 por ciento de la carga total de N generada dentro del mismo país (CEPE, 1992). Según un estudio de Ryding (1986) sobre Suecia, los lagos que no han recibido aportaciones de mentes industriales o municipales localizadas experimentaron grandes cambios a largo plazo en lo que respecta a la situación de los nutrientes, debido a las actividades agrícolas realizadas en la cuenca hidrográfica. Durante el período 1973-81 la presencia de nutrientes en el Lago Oren subió desde 780 a 1000 mg/m3 en lo que respecta al N total, y de 10 a 45 mg/m3 en cuanto al P total. La transparencia del lago descendió de 6,2 a 2,6 m y se registraron proliferaciones (de gran intensidad) periódicas de algas. Como se observa en el Capítulo 1, US-EPA considera la agricultura como fuente principal de deterioro de los ríos y lagos estadounidenses, y la importancia de los nutrientes como fuente de contaminación de ríos y lagos sólo es superada por el entarquinamiento. Los valores citados en los Cuadros 14 y 15 revelan la gran variedad de pérdidas de nutrientes cuantificados a nivel de parcela, finca y subcuenca. Los cultivos fuertemente fertilizados, como el maíz, suelen tener grandes pérdidas en comparación con las tierras dedicadas a usos menos intensivos, por ejemplo, a pastos. Los usos agrícolas asociados a prácticas inadecuadas de ordenación de la tierra y que son causa de erosión producen también significativas pérdidas de nutrientes. Los desechos, estiércol y fangos, mediante proceso de concentración biológica, pueden aportar a los suelos productos cien veces más peligrosos que los fertilizantes con un contenido equivalente de nutrientes (Joly, 1993). Esto representa un grave problema ambiental (y de calidad del agua) en las zonas periurbanas de muchos países en desarrollo. Numerosos autores han señalado que es de prever un alto grado de variabilidad en los distintos lugares como consecuencia de los cambios ocurridos en el régimen hidrológico entre un año y otro. El resultado es que las técnicas de estimación que utilizan valores \"
típicos\"
relativos a los nutrientes pueden tener un alto nivel de incertidumbre y dar lugar a graves errores si se estiman a partir de datos tomados durante sólo un año. Los enormes aumentos de la utilización de fertilizantes en todo el mundo durante los pasados decenios están bien documentados. En la Figura 9 pueden verse las tendencias históricas y las necesidades futuras previstas de utilización de fertilizantes. No obstante, la utilización de éstos (sean minerales u orgánicos) no es, por sí misma, el principal factor de deterioro de la calidad aguas abajo. Más importantes son las prácticas de explotación de la tierra empleadas en la producción agrícola. CUADRO 14Algunos valores sobre las pérdidas de nutrientes UbicaciónUso de la tierraFósforo(kg/ha/año)Nitrógeno(kg/ha/año)Observación (fuentes)Ontario meridionalTierra de cultivo0,415P asociado a sedimentos, media de 14 cuencas de captación (Sires y Miller, 1978)No mejorado0,0826,0Maíz, papasDe 11 cuencas en Ontario meridional (Nielsen et al., 1978)Cereales, frijoles, hortalizas y tabaco3,6Como arribaHeno, pastos no mejororados0,1Como arribaNo mejorado0,0Como arribaCuenca de los Grandes Lagos (América del Norte)Tierra de cultivo0,2-37,1Límites registrados de N total en 15 estudios sobre el N descargado en corrientes de agua (no se incluye el drenaje con cañerías) (Nielsen et al., 1978)HungríaTierra de cultivo1,142Resultados de 1984 sobre una cuenca de 73 km2 en el Lago Balatón (Jolankai, 1986)Dinamarca y Países BajosSistemas ganaderos y agrícolas316Donde se suman 680 kg/N/ha (Joly, 1993)Estados Unidos de AméricaTierra de cultivo64Donde la ganadería no es intensiva (Joly, 1993)Côte d'IvoireAgricultura29,098Bajo Côte d'Ivoire (FAO, 1994a) CUADRO 15Pérdidas relativas por lixiviación de nitrógeno y fósforo (cambio porcentual entre agricultura con y sin fertilizantes) (Fuente: Bolton et al., 1970, citado en Bangay, 1976) Sistema de cultivoCultivoCambio porcentualPNRotaciónMaíz+ 10+ 65Avena, alfalfa- 05+ 33Alfalfa, primer año+ 17- 08Alfalfa, segundo año+ 59+ 09ContinuoMaíz+ 12+ 102Espiguilla+ 12- 69Promedio+ 17+ 27 Nota: Probables valores de +/- 15% dentro de los límites de detección de los métodos utilizados. No obstante, no se puede partir del supuesto de que todas las aguas tienen bajos niveles naturales de nutrientes. En algunas zonas, por ejemplo en los lagos situados en zonas de suelos agrícolas ricos, las aguas han estado tradicionalmente muy enriquecidas por nutrientes asociados a la erosión natural de los suelos fértiles. En los lagos de las praderas del Canadá, por ejemplo, los primeros colonos comprobaron que algunos lagos estaban verdes debido a la abundancia de algas. En otras partes del mundo, por ejemplo en Asia, las civilizaciones antiguas provocaron efectos tan profundos en la calidad del agua que ya no hay niveles \"
naturales\"
de nutrientes. En tales situaciones, la existencia de la eutrofización, si bien innegable, debe medirse en función de normas arbitrarias que reflejan criterios de calidad del agua establecidos en función de las necesidades de la sociedad en lo que respecta al aprovechamiento beneficioso del agua. Fertilizantes orgánicos La importancia y, en algunos casos, los graves problemas asociados a los fertilizantes orgánicos merecen atención especial. El estiércol producido por el ganado vacuno y porcino y por las aves de corral se utiliza como fertilizante orgánico en todo el mundo. A ello hay que añadir las excretas humanas, sobre todo en algunos países asiáticos donde las excretas animales y humanas se utilizan tradicionalmente en la piscicultura, además de en los suelos. No obstante, la producción ganadera intensiva ha creado graves problemas de degradación ambiental, fenómeno que ha sido objeto de medidas legislativas y de control tanto en Europa como en América del Norte. El problema es especialmente agudo en determinadas zonas de producción ganadera intensiva, como el este y el sur de los Países Bajos, donde la producción de estiércol supera con creces la capacidad de la tierra de asimilar esos desechos. FIGURA 9 - Evolución del uso de fertilizantes y de los rendimientos agrícolas en países de Asia, Europa y América Latina y en los Estados Unidos de América (Fuente: Joly, 1993) Además de los problemas asociados a la aplicación excesiva de estiércol en la tierra, existe el de la escorrentía directa desde las granjas de producción intensiva de ganado vacuno y porcino y de aves de corral. Aunque ese fenómeno está controlado en muchos países occidentales, constituye un grave peligro para la calidad del agua en gran parte del resto del mundo. Por ejemplo, Appelgren (FAO, 1994b) señala que la descarga de desechos del ganado porcino procedentes de actividades de cría intensiva en Lituania es una fuente importante de contaminación de las aguas superficiales en dicho país. En los informes de la FAO/CEPE se señalan problemas semejantes en el río Po (Italia). El Departamento de Agricultura del Canadá calculaba en 1978, a partir de un estudio detallado de varios corrales de engorde, que éstos, junto con las instalaciones de almacenamiento del estiércol, aportaban entre el 0,5 y el 13 por ciento de la carga total de fósforo en la parte canadiense de los Grandes Lagos inferiores (parte agrícola) (Coote y Hore, 1978). A las trayectorias habituales de la degradación, es decir, la escorrentía superficial y la infiltración hacia las aguas subterráneas, se suma la volatilización del amoníaco, que agrava la acidificación de la tierra y del agua. En un estudio sobre los efectos ambientales causados por la ganadería en Europa, FAO/CEPE (1991) señala las siguientes categorías principales de efectos:  Fertilización de las aguas superficiales, que es a la vez resultado de las descargas directas de estiércol y consecuencia de la lixiviación de nitrato, fosfato y potasio del suelo.  Contaminación de las aguas subterráneas como consecuencia de la lixiviación, especialmente por nitrato. La lixiviación es menos probable en el caso de los fosfatos, pero en los lugares donde el suelo está saturado de fosfato esta sustancia aparece cada vez con más frecuencia en las aguas subterráneas.  En las aguas superficiales y subterráneas se observa un proceso de contaminación de metales pesados. Las concentraciones elevadas de estas sustancias representan una amenaza para la salud de hombres y animales. Hasta cierto punto, estos metales pesados se acumulan en el suelo, desde donde son absorbidos por los cultivos. Por ejemplo, el estiércol de ganado porcino contiene cantidades significativas de cobre.  Acidificación como resultado de la emisión de amoníaco (volatilización) procedente de las instalaciones ocupadas por el ganado y, lugares de almacenamiento de estiércol y de su aplicación como abono en la tierra. El amoníaco representa un factor importante de acidificación del medio ambiente, sobre todo en lugares con considerable ganadería intensiva. FIGURA 10 - El ciclo del N en el suelo (tomado de Stevenson, 1965) Química ambiental Los procesos hidrológicos fundamentales que relacionan las precipitaciones, la escorrentía y la lixiviación, y que dan lugar a la erosión y transporte de partículas de suelo químicamente enriquecidas son componentes importantes de la química ambiental, el transporte y el destino de los productos fertilizantes. Estos procesos hidrológicos se describen en el Capítulo 2, por lo que no es necesario repetirlos en este contexto. La dinámica ambiental del nitrógeno y el fósforo es bien conocida, aunque es difícil estudiar y documentar las transformaciones detalladas del nitrógeno que se producen en el suelo y en el agua. El ciclo del nitrógeno aparece reproducido en la Figura 10. El nitrógeno se presenta en las siguientes formas: N orgánico soluble, NH4-N (amonio), NO3-N (nitrato), NO2-N (nitrito) y N asociado a los sedimentos como NH4-N intercambiable o N orgánico. El ciclo del nitrógeno es sumamente dinámico y complejo, sobre todo los procesos microbiológicos biológicos responsables de la mineralización, fijación y desnitrificación del nitrógeno de los suelos. Por lo general, en los suelos que no están empantanados, el N del suelo (retenido como proteína de la materia vegetal) y el N de los fertilizantes se transforman microbiológicamente en NH4 (amonio) mediante el proceso de amonificación. El ion de amonio se oxida por la acción de dos grupos de bacterias (Nitrosomonas y Nitrobacter) convirtiéndose en NO3 con un producto NO2 intermedio inestable en un proceso llamado nitrificación. La urea se hidroliza fácilmente en amonio. La desnitrificación se produce en condiciones anóxicas, como en las tierras húmedas, donde el NO3 se reduce a varias formas gaseosas. El ciclo del N está controlado en gran parte por bacterias, por lo que el ritmo del mismo depende de factores como la humedad del suelo, la temperatura, el pH, etc. El NO3 es el producto final de la descomposición aeróbica del N y está siempre disuelto y móvil. FIGURA 11 - Diagrama esquemático de las pérdidas de nitrógeno y fósforo. Las flechas son proporcionales a las pérdidas Desde la perspectiva de la calidad del agua, el ion de amonio (NH4) puede adsorberse a las partículas de arcilla y desplazarse con el como consecuencia de la erosión. No obstante, lo más importante es que el NH4 y el NO3 son solubles y se movilizan a través del perfil del suelo hasta las aguas subterráneas durante los períodos de lluvia mediante el proceso de lixiviación. El NO3 se encuentra también en la escorrentía superficial durante los períodos de lluvia. La prevención de la contaminación de las aguas superficiales y subterráneas por el nitrógeno depende en gran medida de la capacidad de mantener el NO3 del suelo por debajo de un nivel que pueda ser absorbido por los cultivos, y reducir la cantidad de NO3 retenida en el suelo después de la cosecha. Los procesos aquí descritos aparecen representados en la Figura 11. Por el contrario, el comportamiento del fósforo es muy sencillo. El fósforo se presenta en diversas formas: fósforo mineral (por lo general, apatito-AP); P inorgánico no apatito (NAIP); P orgánico (OP -combinado con el carbón y el oxígeno en la materia vegetal), y orto-P reactivo disuelto (SRP). Las especies de fósforo A P, NAIP y OP están asociadas con la fase en partículas. En estudios realizados sobre el desplazamiento del fósforo desde las tierras agrícolas, se observa que la parte más importante se incorpora a los materiales arcillosos y es transportada como producto de la erosión. El SRP es fácilmente accesible a las plantas acuáticas hasta el punto de que el SRP medido en aguas superficiales quizá represente únicamente una parte residual, después de que haya sido absorbido en su mayor parte por la vida vegetal. Consecuentemente, en estudios acuáticos, lo que se intenta analizar fundamentalmente son las formas de P asociadas a sedimentos, ya que éstas tienden a dominar el total del flujo del fósforo. La fracción NAIP es accesible a las raíces de las plantas y se solubiliza rápidamente en condiciones de anoxia en el fondo de los lagos y embalses. Por esta razón, los sedimentos lacustres pueden representar una carga interna (autotrófica) muy considerable de fósforo, que se recicla en la columna de agua durante períodos de anoxia del fondo. Esta carga puede ser tan grande que, si no se aplican las medidas de descontaminación de los sedimentos de los lagos, es posible que los programas de control del fósforo en los afluentes carezca totalmente de sentido. Las pérdidas relativas de N y P en las aguas subterráneas aparecen ilustradas en el Cuadro 15, en el que puede verse que las pérdidas de P son por lo general pequeñas en comparación con el N, mucho más soluble. De hecho, dado que el maíz es el cultivo más fuertemente fertilizado, la lixiviación de nitrógeno es especialmente apreciable. El dilema de las fuentes localizadas y no localizadas En muchos países el dilema es determinar la importancia de la agricultura en comparación con los efectos de las aguas residuales urbanas (con frecuencia sin tratar). En numerosos países, no se dispone de una base de datos que permita establecer esta distinción, lo que impide el establecimiento de un programa racional de lucha contra la contaminación y limita la inversión eficaz en función de los costos en medidas de control. En los países en desarrollo, parece lógico centrar inicialmente la atención en el control de las fuentes localizadas; en cambio, en los países desarrollados se ha comprobado que el control de las fuentes localizadas, en lo que respecta a los nutrientes, no ha tenido el nivel deseado de eficacia ambiental mientras no se han implantado seriamente medidas de control agrícola. Es significativo que la utilización de fertilizantes ha tendido a aumentar enormemente en todo el mundo en los últimos 40 años, lo que permite pensar que, si no se producen grandes cambios en el aprovechamiento de la tierra para reducir la escorrentía de fertilizantes en gran parte del mundo, cabría prever que la agricultura será la causante de una contribución cada vez mayor a la contaminación de las aguas superficiales. Las observaciones de Quirós (véase el Recuadro 5) relativas a la cuenca del Plata demuestran la dificultad de separar los efectos de la agricultura de los debidos a otras fuentes. En los Grandes Lagos de América del Norte, entre 1970 y 1980 se gastaron unos 10 millones de dólares EE.UU. para cuantificar los efectos relativos de las fuentes localizadas y no localizadas. Ese estudio resultó sumamente fructífero, y se adoptaron políticas específicas para el control de nutrientes en la cuenca de cada uno de los lagos, basadas en las aportaciones relativas de cada tipo de fuente. Control de los efectos producidos por los fertilizantes en la calidad del agua Fertilizantes mineralesFertilizantes orgánicosGestión de los fangos La investigación sobre la eutrofización de las aguas superficiales por la agricultura debe adoptar una perspectiva pragmática. A este respecto, es interesante el enfoque adoptado por el estudio de la OCDE sobre la eutrofización. En él se hizo especial hincapié en los siguientes aspectos:  Evaluación cualitativa del estado trófico de las masas de agua, en función de un reducido número de parámetros fácilmente cuantificables.  Dependencia de este estado con respecto de las condiciones nutricionales y la carga de nutrientes.  Adaptación de estos resultados a las necesidades de combatir la eutrofización en las actividades de ordenación. La progresión de estos aspectos es interesante, en el sentido de que la atención se centra en el estado fácilmente cuantificable de la masa de agua, seguida de un intento de determinar hasta qué punto ese estado es resultado de las cargas de nutrientes, para luego comprobar en qué medida se pueden manipular esas cargas para conseguir el estado trófico deseado, determinado por la utilización que se va a hacer del agua. La predicción de los efectos provocados por los fertilizantes y las correspondientes prácticas de ordenación de la tierra en la calidad del agua es un elemento esencial de las opciones de control específicas de cada lugar y para la adopción de planteamientos genéricos en el control de los fertilizantes. Los instrumentos de predicción son fundamentalmente modelos teóricos, muchos de los cuales se presentan en el Cuadro 7. Fertilizantes minerales La respuesta a la necesidad de controlar la lixiviación y escorrentía de nutrientes y la contaminación de los suelos y el agua por metales pesados no ha sido uniforme en Europa. Las medidas de control forman parte de un problema más amplio de utilización de fertilizantes minerales y orgánicos. En FAO/CEPE (1991) se resumen los tipos de controles voluntarios y obligatorios establecidos en Europa en relación con los fertilizantes minerales, entre ellos:  Impuestos sobre los fertilizantes.  Obligatoriedad de los planes relativos a los fertilizantes.  Prevención de la lixiviación de nutrientes después del período vegetativo aumentando la superficie protegida con cubierta vegetal en otoño/invierno, y mediante la siembra de cultivos con una capacidad elevada de consumo de nitrógeno.  Promoción y subvención de métodos más adecuados de aplicación, desarrollo de nuevos fertilizantes menos nocivos para el medio ambiente y promoción de análisis de suelos.  Fuerte limitación del uso de fertilizantes, por ejemplo, en las zonas de extracción de agua y en las incluidas en planes de protección de la naturaleza. En todos los lugares donde la agricultura o ganadería intensiva provocan graves riesgos de contaminación por nitrógeno, Ignazi (1993) recomendaba las siguientes medidas a nivel de las explotaciones: 1. Aplicación racional del nitrógeno: Para evitar el uso excesivo de fertilizantes, la tasa de fertilizante nitrogenado aplicado deberá calcularse en función del \"
balance de nitrógeno de los cultivos\"
. En él se tienen en cuenta las necesidades de las plantas y la cantidad de N en el suelo. RECUADRO 5: SEPARACIÓN DE LOS EFECTOS AGRÍCOLAS E INDUSTRIALES EN LA CALIDAD DEL AGUA DE LA CUENCA DEL PLATA, AMÉRICA DEL SUREn su informe sobre los efectos sufridos por las pesquerías del sistema fluvial del río de La Plata, Quirós (1993) presenta un resumen completo de los síntomas observados. El autor reconoce la dificultad de presentar pruebas que demuestren una relación de causa y efecto en este amplio sistema fluvial. No obstante, llega a la conclusión de que las pruebas disponibles coinciden con las de un sistema regulado de llanura de inundación fluvial que ha sufrido los efectos de las sustancias tóxicas utilizadas en la agricultura y en la industria.Síntomas observadosLas especies de los géneros Colossoma y Brycon que se alimentan de frutas y semillas y los grandes bagres Paulicea lutkenii han desaparecido prácticamente de las capturas comerciales en la parte baja del río Paraná, así como en los ríos de La Plata y Uruguay.Las especies ícticas de ascendencia marina de los géneros Basilichthys y Lycengraulis, que en el invierno suben normalmente aguas arriba desde el estuario, han desaparecido prácticamente de las capturas comerciales de la parte media del río Paraná.Las capturas comerciales del depredador pelágico superior, el Salminus maxillosus, han disminuido desde los últimos años cuarenta en toda la cuenca baja, aunque sus capturas comerciales han estado fuertemente restringidas.Las poblaciones de la mayor parte de las especies ícticas migratorias han disminuido considerablemente en los tramos medios y superiores del río Uruguay.En los tejidos de los peces se detectaron niveles relativamente elevados de plaguicidas agrícolas y metales pesados.En el bajo delta del río Paraná y en el río de La Plata se han producido periódicamente mortandades masivas de peces.En la parte baja del río Paraguay se han detectado bajos niveles de oxígeno en el agua y mortandades masivas de peces, y en la cuenca superior han aumentado las descargas de efluentes con elevado contenido de materia orgánica procedentes de la industria agrícola.La especie exótica Cyprinus carpio fue la más importante, en lo que a la biomasa se refiere, en las capturas experimentales del río de La Plata, y sus capturas han aumentado en la parte media del río Paraná.La talla máxima de las capturas de los grandes bagres de los géneros Pseudoplatystoma ha disminuido en los tres últimos decenios en el tramo inferior del medio Paraná.Se han intensificado los conflictos entre los pescadores deportivos y comerciales, y la talla del Salminus ha disminuido en la confluencia de los ríos Paraná y Paraguay, aunque parece que no ha aumentado el total del esfuerzo de pesca.Fuente: Quirós (1993). 2. Cubierta vegetal: En la medida de lo posible, el suelo debe estar cubierto de vegetación. Con ello se impide la acumulación de nitrógeno soluble mediante la absorción del nitrógeno mineralizado y se evita la lixiviación durante los períodos de lluvia. 3. Controlar el período entre cosechas: Los desechos orgánicos producidos por la recolección se mineralizan fácilmente en N lixiviable. Entre la medidas que se pueden adoptar para reducir este N figuran la plantación de cultivos de \"
abono verde\"
, y el aplazamiento de las labores de aradura para incorporar la paja, raíces y hojas en el suelo. 4. Riego racional: Los sistemas de riego deficientes son una de las causas que más contribuyen al deterioro de la calidad del agua, mientras que el riego controlado es una de las prácticas menos contaminantes, además de reducir el costo neto del agua abastecida. 5. Mejorar en lo posible otras técnicas de cultivo: Para conseguir los máximos rendimientos con un mínimo de efectos negativos en la calidad del agua es preciso mejorar prácticas tan diversas como la lucha contra las malas hierbas, plagas y enfermedades, el encalado, la utilización equilibrada de fertilizantes minerales, incluidos los oligoelementos, etc. 6. Planificación agrícola: Deben adoptarse técnicas de control de la erosión (véase el Capítulo 2) que estén en consonancia con las condiciones topográficas y edáficas. Fertilizantes orgánicos Las medidas de control voluntario e impuestas por ley en Europa tienen como objetivo conseguir los siguientes beneficios:  Reducir la lixiviación de nutrientes Reducir las emisiones de amoníaco Reducir la contaminación por metales pesados La naturaleza de estas medidas varía según los países; no obstante, en FAO/CEPE (1991) se resumen los tipos de control voluntario e impuesto por las autoridades. Son las siguientes:  Número máximo de animales por hectárea, teniendo en cuenta el volumen de estiércol que se puede aplicar sin peligro por hectárea de tierra.  La cantidad máxima de estiércol que se puede aplicar a la tierra se fija en función del contenido de N y P de aquel.  Las explotaciones que desean tener más de un determinado número de animales deben obtener una licencia.  Los períodos durante los cuales se puede aplicar estiércol a la tierra se han limitado, y es obligatorio introducirlo en el suelo inmediatamente después.  Establecimiento de reglamentos sobre capacidad mínima de las instalaciones de almacenamiento del estiércol.  Establecimiento de planes de fertilizantes.  Gravámenes (impuestos) sobre el excedente de estiércol.  Se han ampliado las superficies protegidas por cubierta vegetal en otoño/invierno, y se está promoviendo el barbecho verde.  Se han establecido cantidades máximas para la aplicación de fangos cloacales en la tierra, teniendo en cuenta el contenido de metales pesados.  Cambio en la composición de los piensos para reducir la cantidad de nutrientes y metales pesados.  Investigaciones y aplicación de medidas para reducir la pérdida de amoníaco. Gestión de los fangos Los fangos se mencionan en estas páginas únicamente en la medida en que la aplicación en tierras agrícolas de fangos procedentes de instalaciones municipales de tratamiento de aguas residuales es uno de los métodos utilizados para deshacerse de estos fangos en una forma que se considera beneficiosa. Las alternativas son la incineración y los vertederos. En FAO/CEPE (1991) los fangos se incluyen dentro de la categoría de fertilizantes orgánicos pero se señala que los fangos contienen con frecuencia niveles inaceptables de metales pesados. La contaminación del agua por la escorrentía de los fangos es idéntica a la señalada más arriba en relación con el estiércol. Aspectos económicos del control de la escorrentía de fertilizantes La pérdida de nutrientes está estrechamente asociada a las precipitaciones y la escorrentía. En el caso del fósforo, que suele estar relacionado con la fase sólida (sedimento), las pérdidas por escorrentía están directamente vinculadas a la erosión. En consecuencia, los aspectos económicos del control de nutrientes suelen estar en relación con el costo que representa el control de la escorrentía y la erosión. Por ello, este tema se tratará aquí brevemente. En particular, conviene examinar el costo económico de la escorrentía de nutrientes que debe reemplazarse con fertilizantes para que la tierra continúe siendo productiva. La relación existente entre la erosión, la creciente aplicación de fertilizantes y la pérdida de productividad del suelo es muy directa en muchos países. En el estado brasileño de Paraná, donde la agricultura es la base de la economía, se concentra el 22 por ciento de la producción nacional de cereales, a pesar de que su superficie es sólo el 2,4 por ciento del territorio brasileño. La expansión agrícola en Paraná se produjo fundamentalmente en el período 1950-70 y \"
se caracterizó por los sistemas agrícolas a corto plazo, lo que dio lugar a una degradación ambiental continuada y progresiva como consecuencia de las políticas económicas y de un sistema totalmente inadecuado de parcelación de las tierras y comercialización...\"
(Andreoli, 1993). La erosión ha dado lugar a grandes pérdidas de suelo superficial, grandes cárcavas y entarquinamiento de acequias y ríos. En consecuencia, el uso de fertilizantes aumentó un 575 por ciento durante el período de 1970-86 sin ningún aumento en los rendimientos de los cultivos. La pérdida de N-P-K derivada de una erosión media de 20 t/ha/año representa una pérdida económica anual de 242 millones de dólares EE.UU. en nutrientes. FIGURA 12 - Acuicultura de base acuática en la región de los lagos del Chile meridional En el análisis de Elwell y Stocking (1982) sobre la pérdida de nutrientes debida a la erosión en Zimbabwe se observan también significativas pérdidas económicas en el contexto africano. Stocking (FAO, 1986), aplicando datos recopilados por Hudson en el decenio de 1960 al mapa de utilización de suelos de Zimbabwe calculó una pérdida anual de 10 millones de toneladas de nitrógeno y 5 millones de toneladas de fósforo al año como consecuencia de la erosión (citado por Roose en FAO 1994a). Roose (FAO, 1994a) cita también pérdidas de 98 kg/ha/año de nitrógeno, 29 kg/ha/año de fósforo, 39 kg/ha/año de cal y 39 kg/ha/año de magnesio en los suelos del bajo Côte d'Ivoire, como consecuencia de la erosión. Esta pérdida es tan grave que para compensarla se necesitan 7 toneladas de abono fresco al año, más 470 kg de sulfato de amonio, 160 kg de superfosfato, 200 kg de dolomita y 60 kg de cloruro de potasio por hectárea y año. Roose observa que no es de extrañar que el suelo esté agotado después de sólo dos años de agricultura tradicional. Además, estas cifras no tienen en cuenta pérdidas adicionales debidas a la recolección y a la escorrentía. Roose resume sus observaciones afirmando que la actuación contra la erosión del suelo es fundamental para corregir lo que califica como de \"
terrible\"
desequilibrio químico en los suelos como consecuencia de la erosión de los mismos. Las estimaciones sobre la pérdida de fósforo debida a la erosión en la República de Sudáfrica (Du Plessis, 1985) se cifran en un valor equivalente a 10,5 millones de dólares EE.UU. Las pérdidas económicas suelen ser más elevadas en los países tropicales, donde los suelos, precipitaciones y prácticas agrícolas son más favorables a la erosión, y las tasas registradas de erosión son muy superiores a los valores medios. El Banco Mundial (1992) observó que la extrapolación de los efectos de las pérdidas de suelo en las parcelas de ensayo a la productividad agrícola revela pérdidas de aproximadamente 0,5-1,5 por ciento del PIB anual en países como Costa Rica, Malawi, Mali y México. En esas pérdidas no se incluyen los costos en lugares lejanos, como la colmatación de embalses, la sedimentación de los ríos, los daños sufridos por los sistemas de riego, etc. La fertilidad de los suelos es un problema complejo y la pérdida de nutrientes no es necesariamente consecuencia de la erosión. La erosión y la pérdida de suelo es el último eslabón de una serie de factores físicos, vegetativos y de nutrientes que dan lugar a la degradación de los suelos. No obstante, las pautas mundiales de aplicación de fertilizantes, registradas por Joly (1993), revelan que se requieren niveles cada vez mayores de utilización de fertilizantes simplemente para mantener la productividad del suelo como consecuencia de diversos tipos de pérdidas, incluidas las debidas a la erosión y, en términos más generales, a la degradación de los suelos. En un estudio de 17 subcuencas hidrográficas en el distrito del Lago Balatón de Hungría, Jolankai (1986) midió y elaboró un modelo de la escorrentía de N y P como consecuencia de distintos usos agrícolas de la tierra. Según sus cálculos, una selección de medidas de control (sobre todo control de la erosión) reduciría las pérdidas de fósforo un 52,8 por ciento con un costo de 2 500 dólares EE.UU. por ha en medidas correctoras (en 1986). Acuicultura La acuicultura representa un caso especial de contaminación agrícola. Reviste dos formas principales, según que esté ubicada en tierra o en el agua (Figura 12). Los controles de efluentes son posibles en los sistemas terrestres, pero los sistemas acuáticos presentan problemas especialmente difíciles. La acuicultura está aumentando con rapidez en la mayor parte de los países, tanto desarrollados como en desarrollo, y lo mismo en agua dulce que en el medio marino. Por el contrario, las pesquerías costeras de la mayor parte de los países están disminuyendo. Los efectos ambientales son consecuencia, fundamentalmente, de la composición de los alimentos para peces y del índice de aprovechamiento de los mismos (desechos fecales), y de diversos productos químicos utilizados como biocidas, desinfectantes, medicinas, etc. Los alimentos desaprovechados (no consumidos por los peces) se estiman aproximadamente en el 20 por ciento (Ackefors y Enell, 1992) en la acuicultura europea. Esas pérdidas y la producción fecal representan considerables cargas de nutrientes para los sistemas acuáticos. Otros problemas ambientales son el riesgo de enfermedades y la transmisión de éstas a los peces no cultivados, la introducción de especies exóticas, los efectos en las comunidades bénticas y en la eutrofización del agua y el cruce de las especies cultivadas huidas con peces en libertad, con los consiguientes cambios genéticos en la población natural. Los sistemas tradicionales de acuicultura integrada, por ejemplo los de China, donde se practica el cultivo de peces en aguas residuales, puede ser una influencia estabilizadora en el conjunto del ecosistema (Rosenthal, 1992). Esta práctica se recomienda sobre todo en los países en desarrollo donde los recursos naturales y el agua son escasos y caros. Problemas de restauración de los lagos eutróficos Los lagos eutróficos e hipertróficos suelen ser poco profundos y sufren altas tasas de cargas de nutrientes procedentes de fuentes tanto localizadas como no localizadas. En lugares con suelos ricos, como las praderas canadienses, los sedimentos del fondo de los lagos están compuestos por partículas de suelo enriquecidas con nutrientes procedentes de la erosión de los suelos circundantes. La asociación de fósforo con sedimentos es un grave problema para la restauración de lagos enriquecidos y poco profundos. Las partículas enriquecidas con P se depositan en el fondo del lago y forman una abundante reserva de nutrientes en los sedimentos de fondo, a la que pueden recurrir fácilmente las plantas con raíces y que se descarga desde los sedimentos del fondo en condiciones de anoxia a la columna de agua superior, donde es rápidamente utilizada por las algas. Esta reserva de fósforo, conocida como \"
carga interna\"
de fósforo, puede dificultar enormemente las medidas adoptadas por los encargados de la ordenación de las cuencas fluviales para combatir la eutrofización de los lagos mediante el control de las mentes externas de fósforo procedente de la agricultura y de las mentes localizadas. Tradicionalmente, el dragado de los sedimentos del fondo se ha considerado el único medio disponible para solucionar este problema; no obstante, la tecnología moderna ofrece ahora métodos alternativos y más económicos para controlar las cargas internas de fósforo mediante la oxigenación y el tratamiento químico de los sedimentos in situ con el fin de inmovilizar el fósforo. No obstante, la restauración de los lagos es costosa y debe formar parte de un programa integrado de ordenación de las cuencas hidrográficas. CAPÍTULO 4 - LOS PLAGUICIDAS, EN CUANTO CONTAMINANTES DEL AGUA Evolución histórica de los plaguicidasDilema Norte-Sur sobre los aspectos económicos de los plaguicidasDestino y efectos de los plaguicidasSupervisión de los plaguicidas en las aguas superficialesGestión y control de los plaguicidas El término \"
plaguicida\"
es una palabra compuesta que comprende todos los productos químicos utilizados para destruir las plagas o controlarlas. En la agricultura, se utilizan herbicidas, insecticidas, fungicidas, nematocidas y rodenticidas. Un factor decisivo de la Revolución Verde ha sido el desarrollo y aplicación de plaguicidas para combatir una gran variedad de plagas insectívoras y herbáceas que, de lo contrario, disminuirían el volumen y calidad de la producción alimentaria. El uso de plaguicidas coincide con la \"
era química\"
, que ha transformado la sociedad desde el decenio de 1950. En lugares donde se practica el monocultivo intensivo, los plaguicidas constituyen el método habitual de lucha contra las plagas. Por desgracia, los beneficios aportados por la química han ido acompañados de una serie de perjuicios, algunos de ellos tan graves que ahora representan una amenaza para la supervivencia a largo plazo de importantes ecosistemas, como consecuencia de la perturbación de las relaciones depredador-presa y la pérdida de biodiversidad. Además, los plaguicidas pueden tener importantes consecuencias en la salud humana. Si bien el uso de productos químicos en la agricultura se reduce a un número limitado de compuestos, la agricultura es una de las pocas actividades donde se descargan deliberadamente en el medio ambiente productos químicos para acabar con algunas formas de vida. El uso agrícola de plaguicidas es un subconjunto del espectro más amplio de productos químicos industriales utilizados en la sociedad moderna. Según la base de datos de la American Chemical Society, en 1993 se habían identificado más de 13 millones de productos químicos, a los que se sumaban cada año unos 500 000 nuevos compuestos. Por ejemplo, en los Grandes Lagos de América del Norte, la International Joint Commission ha estimado que hay más de 200 productos químicos que pueden provocar problemas en el agua y en los sedimentos del ecosistema de los Grandes Lagos. Como en la carga ambiental de productos químicos tóxicos figuran compuestos tanto agrícolas como no agrícolas, es difícil separar los efectos ecológicos y sanitarios de los plaguicidas y los debidos a compuestos industriales que de forma intencionada o accidental se liberan en el medio ambiente. No obstante, hay pruebas abrumadoras de que el uso agrícola de los plaguicidas tiene importantes efectos en la calidad del agua y provoca serias consecuencias ambientales. CUADRO 16Cronología del desarrollo de los plaguicidas (Stephenson y Solomon, 1993) PeríodoEjemploFuenteCaracterísticas1800-1920Primeros plaguicidas orgánicos, nitrofenoles, clorofenoles, creosota, naftaleno, aceites de petróleoQuímica orgánica, productos derivados de la elaboración de gas de carbón, etc.Con frecuencia, carecen de especificidad y eran tóxicos para el usuario o para organismos que no eran los destinatarios1945-1955Productos orgánicos clorados, DDT, HCCH, ciclodien. cloradosSíntesis orgánicaPersistentes, buena selectividad, buenas propiedades agrícolas, buenos resultados en materia de salud pública, resistencia, efectos ecológicos nocivos1945-1970Inhibidores de la colinesterasa, compuestos organofosforados, carbamatosSíntesis orgánica, buena utilización de las relaciones estructura-actividadMenor persistencia, cierta toxicidad para el usuario, algunos problemas ambientales1970-85Piretroides sintéticos, avermectinas, imitaciones de las hormonas juveniles, plaguicidas biológicosPerfeccionamiento de las relaciones estructura-actividad, nuevos sistemas de selección de objetivosCierta falta de selectividad, resistencia, costos y persistencia variable1985-Organismos obtenidos por la ingeniería genéticaTransferencia de genes para plaguicidas biológicos a otros organismos y a plantas y animales beneficiosos. Alteración genética de las plantas para que resistan mejor a los efectos no deseados de los plaguicidasPosibles problemas con mutaciones y fugas, perturbación de la ecología microbiológica, monopolio de los productos Aunque el numero de plaguicidas utilizados (Anexo 1) es muy elevado, la utilización más abundante suele estar asociada a un pequeño número de productos. En un estudio reciente efectuado en las provincias agrícolas occidentales del Canadá, donde se utilizan habitualmente unos 50 plaguicidas, el 95 por ciento del total de la aplicación de éstos corresponde a nueve herbicidas concretos (Bikholz, comunicación personal, 1995). Aunque el uso de plaguicidas es entre escaso y nulo en la agricultura tradicional y de subsistencia de África y Asia, los efectos en el medio ambiente, la salud pública y calidad del agua debidos a una utilización inadecuada y excesiva de plaguicidas están ampliamente documentados. En Lituania (FAO, 1994b), si bien la contaminación debida a plaguicidas ha disminuido debido a factores económicos, se dan casos frecuentes de contaminación del agua por plaguicidas como consecuencia del almacenamiento y distribución inadecuados de los productos agroquímicos. En los Estados Unidos, en el Estudio Nacional de Plaguicidas de US-EPA se comprobó que el 10,4 por ciento de los pozos comunitarios y el 4,2 por ciento de los pozos rurales contenían niveles detectables de uno o más plaguicidas (US-EPA, 1992). En un estudio sobre los pozos de agua subterránea en el Ontario sudoccidental agrícola (Canadá), el 35 por ciento de los pozos dieron positivo en las pruebas de plaguicidas al menos en una ocasión (Lampman, 1995). Los efectos de los plaguicidas en la calidad del agua están asociados a los siguientes factores:  Ingrediente activo en la formulación de los plaguicidas.  Contaminantes que existen como impurezas en el ingrediente activo.  Aditivos que se mezclan con el ingrediente activo (humectantes, diluyentes o solventes, aprestos, adhesivos, soluciones reguladoras, conservantes y emulsionantes).  Producto degradado que se forma durante la degradación química, microbiana o fotoquímica del ingrediente activo. Los plaguicidas se utilizan también abundantemente en la silvicultura. En algunos países, como el Canadá, donde uno de cada diez empleos está relacionado con la industria forestal, la lucha contra las plagas forestales, especialmente los insectos, se considera una actividad fundamental. Los insecticidas se aplican con frecuencia en grandes superficies mediante pulverizaciones aéreas. La agricultura de regadío, especialmente en medios tropicales y subtropicales, requiere normalmente la modificación del régimen hidrológico, lo que a su vez crea un hábitat que es propicio a la reproducción de insectos, como los mosquitos, causantes de una gran variedad de enfermedades trasmitidas por vectores. Además de los plaguicidas utilizados en las actividades ordinarias de la agricultura de regadío, la lucha contra las enfermedades trasmitidas por vectores puede requerir una aplicación adicional de insecticidas, como el DDT, que tienen graves y amplias consecuencias ecológicas. A fin de resolver este problema, en muchos proyectos de riego se están desarrollando y experimentando métodos de ordenación ambiental para la lucha antivectorial (FAO, 1984). Evolución histórica de los plaguicidas La historia del desarrollo y utilización de los plaguicidas es fundamental para entender cómo y por qué han representado una amenaza para el medio ambiente en los sistema acuáticos, y por qué esta amenaza está disminuyendo en los países desarrollados, mientras que continúa siendo un problema en muchos países en desarrollo. Stepheson y Solomon (1993) han esbozado la cronología presentada en el Cuadro 16. Dilema Norte-Sur sobre los aspectos económicos de los plaguicidas Como se ha señalado antes, la progresión general en el desarrollo de los plaguicidas ha supuesto la evolución desde plaguicidas altamente tóxicos, persistentes y bioacumulativos, como el DDT, hasta plaguicidas que se degradan rápidamente en el medio ambiente y son menos tóxicos para los organismos a quienes no están destinados. Los países desarrollados han prohibido muchos de los plaguicidas antiguos debido a sus efectos tóxicos potenciales sobre el ser humano y/o sus impactos negativos sobre los ecosistemas y han aprobado el uso de plaguicidas de formulaciones modernas. En los países en desarrollo, algunos de los plaguicidas más antiguos continúan siendo los más baratos de producir y, para algunos fines, continúan siendo muy eficaces, por ejemplo, el DDT para la lucha contra la malaria. Los países en desarrollo sostienen que, por razones de costo y eficacia, no pueden permitirse prohibir algunos de los plaguicidas antiguos. El dilema entre costo/eficacia e impactos ecológicos, incluidos los efectos a larga distancia como consecuencia del transporte atmosférico, y el acceso a las formulaciones de plaguicidas modernos con bajo costo continúan siendo un problema polémico de alcance mundial. Además de los efectos ecológicos en los países de aplicación, es preciso tener en cuenta las consecuencias que se producen en lugares muy alejados. Algunos plaguicidas prohibidos desde hace tiempo en los países desarrollados (por ejemplo, DDT, toxafeno, etc.) se encuentran con frecuencia en regiones tan remotas como la zona ártica. Los productos químicos que se aplican en países tropicales y subtropicales son transportados a largas distancias por la circulación mundial. La situación general se ha deteriorado hasta el punto de que muchos países han solicitado la aprobación de una convención mundial sobre los contaminantes orgánicos persistentes (COP), que son en su mayor parte compuestos clorados con altos niveles de toxicidad, muy persistentes y bioacumulativos. La lista no está todavía terminada; no obstante, entre los \"
candidatos\"
figuran varios plaguicidas utilizados ampliamente en los países en desarrollo. Destino y efectos de los plaguicidas Factores que influyen en la toxicidad de los plaguicidas en los sistemas acuáticosEfectos de los plaguicidas en la salud humanaEfectos ecológicos de los plaguicidasFactores naturales que provocan la degradación de los plaguicidas Factores que influyen en la toxicidad de los plaguicidas en los sistemas acuáticos Los efectos ecológicos de los plaguicidas en el agua están determinados por los siguientes criterios:  Toxicidad: Toxicidad para mamíferos y no mamíferos, expresada en forma de DL50 (\"
Dosis letal\"
: concentración del plaguicida que provoca la muerte de la mitad de los organismos de prueba durante un período especificado de prueba). Cuanto más baja es la DL50, mayor es la toxicidad; los valores de 0 a 10 son extremamente tóxicos (OMAF, 1991). Las directrices sobre los alimentos y el agua potable se determinan utilizando una evaluación basada en el riesgo. Por lo general, riesgo = exposición (cantidad y/o duración) x toxicidad. La respuesta tóxica (efecto) puede ser aguda (muerte) o crónica (efecto que quizá no provoque la muerte durante el período de prueba pero cause en el organismo sometido a prueba efectos observables, como cánceres y tumores, deficiencias reproductivas, inhibición del crecimiento, efectos teratogénicos, etc.).  Persistencia: Medida en términos de vida-mitad (tiempo necesario para que la concentración ambiental disminuya un 50 por ciento). La persistencia está determinada por procesos bióticos y abióticos de degradación. Los procesos bióticos son la biodegradación y el metabolismo; los procesos abióticos son fundamentalmente la hidrólisis, fotolisis y oxidación (Calamari y Barg, 1993). Los plaguicidas modernos suelen tener vida-mitades breves, que reflejan el período durante el cual la plaga debe ser controlada.  Productos degradados: El proceso de degradación puede llevar a la formación de \"
productos degradados\"
, cuya toxicidad puede ser mayor, igual o menor que la del compuesto original. Por ejemplo, el DDT se degrada en DDD y DDE.  Destino (ambiental): El destino ambiental (comportamiento) de un plaguicida depende de la afinidad natural del producto químico con respecto de uno de los cuatro compartimentos ambientales (Calamari y Barg, 1993): materia sólida (materia mineral y carbono orgánico en partículas), líquido (solubilidad en aguas superficiales y aguas del suelo), forma gaseosa (volatilización) y biota. Este comportamiento recibe con frecuencia el nombre de \"
compartimentación\"
y comprende, respectivamente, la determinación de los siguientes aspectos: coeficiente de absorción del suelo (KOC); solubilidad; Constante de Henry (H), y el coeficiente de partición n-octanol/agua (KW). Estos parámetros son bien conocidos en el caso de los plaguicidas y se utilizan para prever su evolución ambiental. Un factor adicional puede ser la presencia de impurezas en la formulación del plaguicida, que no forman parte del ingrediente activo. Un ejemplo reciente es el caso del TFM, lampricida utilizado en los afluentes de los 'Grandes Lagos durante muchos años para combatir la lamprea de mar. Aunque el destino ambiental del TFM se conoce perfectamente desde hace muchos años, investigaciones recientes de Munkittrick et al. (1994) han comprobado que la formulación del TFM incluye una o más impurezas muy potentes que influyen en el sistema hormonal de los peces y provocan enfermedades hepáticas. Efectos de los plaguicidas en la salud humana Quizá el ejemplo regional de mayor alcance de contaminación por plaguicidas y su repercusión en la salud humana es el de la región del Mar Aral (Recuadro 2). El PNUMA (1993) vinculó los efectos de los plaguicidas al \"
nivel de morbilidad oncológica (cáncer), pulmonar y hematológica, así como a las deformidades congénitas... y deficiencias del sistema inmunitario\"
. Los efectos en la salud humana son provocados por los siguientes medios: * Contacto a través de la piel:manipulación de productos plaguicidas* Inhalación:respiración de polvo o pulverizaciones* Ingestión:plaguicidas consumidos como contaminantes en los alimentos o en el agua. Los trabajadores agrícolas están sometidos a especiales riesgos asociados a la inhalación y contacto a través de la piel durante la preparación y aplicación de plaguicidas a los cultivos. No obstante, para la mayoría de la población, un vehículo importante es la ingestión de alimentos contaminados por plaguicidas. La degradación de la calidad del agua por la escorrentía de plaguicidas tiene dos efectos principales en la salud humana. El primero es el consumo de pescado y mariscos contaminados por plaguicidas; este problema puede revestir especial importancia en las economías pesqueras de subsistencia que se encuentran aguas abajo de importantes zonas agrícolas. El segundo es el consumo directo de agua contaminada con plaguicidas. La OMS (1993) ha establecido directrices para el agua potable en relación con 33 plaguicidas (Anexo 1). Muchos organismos encargados de la protección de la salud y el medio ambiente han establecido valores de \"
ingesta diaria admisible\"
(IDA), que indican la ingestión máxima diaria admisible durante la vida de una persona sin riesgo apreciable para su salud. Por ejemplo, en un estudio reciente de Wang y Lin (1995) sobre fenoles sustituidos, se comprobó que la tetraclorohidroquinona, metabolito tóxico del biocida pentaclorofeno, producía en el \"
DNA daños significativos y dependientes de la dosis\"
. Efectos ecológicos de los plaguicidas Los plaguicidas se incluyen en una gran variedad de microcontaminantes orgánicos que tienen efectos ecológicos. Las distintas categorías de plaguicidas tienen diferentes tipos de repercusión en los organismos vivos, por lo que es difícil hacer afirmaciones generales. Aunque los plaguicidas tienen sin duda efectos en la superficie terrestre, el principal medio de daños ecológicos es el agua contaminada por la escorrentía de los plaguicidas. Los dos mecanismos más importantes son la bioconcentración y la bioampliación. Bioconcentración: Se trata del movimiento de un producto químico desde el medio circundante hasta el interior de un organismo. El principal \"
sumidero\"
de algunos plaguicidas es el tejido graso (\"
lípidos\"
). Algunos plaguicidas, como el DDT, son \"
lipofílicos\"
, lo que quiere decir que son solubles y se acumulan en el tejido graso, como el tejido comestible de los peces y el tejido graso humano. Otros plaguicidas, como el glifosato, se metabolizan y eliminan a través de las excreciones. Bioampliación: Con este término se designa la concentración creciente de un producto químico a medida que la energía alimentaria se transforma dentro de la cadena trófica. En la medida en que los organismos pequeños son devorados por los mayores, la concentración de plaguicidas y otros productos químicos se amplía de forma considerable en el tejido y en otros órganos. Pueden observarse concentraciones muy elevadas en los depredadores que se encuentran en el ápice de esa cadena, incluido el ser humano. Los efectos ecológicos de los plaguicidas (y otros contaminantes orgánicos) son muy variados y están con frecuencia interrelacionados. Se considera que los efectos producidos en los organismos y en el medio ambiente constituyen una advertencia de las posibles repercusiones en la salud humana. Los principales tipos de efectos son los que se enumeran a continuación y varían según el organismo sometido a investigación y el tipo de plaguicida. Los distintos plaguicidas provocan efectos muy diferentes en la vida acuática, por lo que es difícil formular afirmaciones de alcance general. Lo importante es que muchos de estos efectos son crónicos (no letales), pasan con frecuencia desapercibidos al observador superficial, y sin embargo, tienen consecuencia en toda la cadena trófica. Esos efectos son los siguientes:  Muerte del organismo.  Cánceres, tumores y lesiones en peces y animales.  Inhibición o fracaso reproductivo  Supresión del sistema inmunitario.  Perturbación del sistema endocrino (hormonal).  Daños celulares y en el ADN.  Efectos teratogénicos (deformidades físicas, como las que se observan en el pico de algunas aves).  Problemas de salud en los peces revelados por el bajo coeficiente entre células rojas y blancas, el exceso de mucílago en las escamas y agallas de los peces, etc.  Efectos intergeneracionales (que sólo se observarán en las generaciones futuras del organismo).  Otros efectos fisiológicos, como disminución del grosor de la cascara de los huevos. Estos efectos no son causados necesariamente ni de forma exclusiva por la exposición a los plaguicidas u otros contaminantes orgánicos, pero pueden estar asociados a una combinación de presiones ambientales, como la eutrofización, y agentes patógenos. Estas presiones asociadas no tienen que ser necesariamente muy fuertes para provocar un efecto sinérgico con los microcontaminantes orgánicos. Los efectos ecológicos de los plaguicidas van más allá de los organismos individuales y pueden afectar a los ecosistemas. Según estudios realizados en Suecia, la aplicación de plaguicidas es uno de los factores que más influyen en la biodiversidad. Jonsson et al. (1990) informan que el continuado descenso de la población de perdices suecas está vinculada a los cambios en el aprovechamiento de la tierra y a la utilización de medios químicos de lucha contra las malas hierbas. Estos últimos tienen el efecto de reducir el hábitat, disminuir el número de especies de malas hierbas y desplazar el equilibrio de especies en la comunidad vegetal. Los estudios realizados en Suecia revelan también la influencia de los plaguicidas en la fertilidad de los suelos, incluyendo la inhibición de la nitrificación con la consiguiente merma de la fijación de oxígeno por las plantas (Torstensson, 1990). En esos estudios se indica también que los plaguicidas influyen negativamente en los microorganismos del suelo que son causantes de la degradación microbiana de la materia vegetal (y de algunos plaguicidas) y de la estructura del suelo. En el Recuadro 6 pueden verse algunos ejemplos regionales de los efectos ecológicos de los plaguicidas. Factores naturales que provocan la degradación de los plaguicidas Además de las reacciones químicas y fotoquímicas, hay dos mecanismos biológicos principales que son causa de degradación de los plaguicidas. Son los siguientes: 1) procesos microbiológicos que se desarrollan en los suelos y en el agua y 2) metabolismo de los plaguicidas ingeridos por organismos como parte de su suministro alimentario. Si bien ambos procesos son beneficiosos en el sentido de que se reduce la toxicidad de los plaguicidas, los procesos metabólicos causan ciertamente efectos negativos, por ejemplo, en los peces. La energía utilizada para metabolizar los plaguicidas y otras sustancias xenobióticas (productos químicos externos) no puede utilizarse para otras funciones corporales, lo que puede limitar gravemente el crecimiento y reproducción del organismo. RECUADRO 6: EJEMPLOS REGIONALES DE EFECTOS ECOLÓGICOSEn Europa, la Agencia Europea para el Medio Ambiente (EEA, 1994) cita un estudio de Galassi et al. en el que se vincula estrechamente la toxicidad del agua del río Po con el zooplancton daphnia magna y con la escorrentía de los plaguicidas agrícolas.En los Grandes Lagos de América del Norte la bioacumulación y amplificación de los compuestos clorados en lo que es, en términos comparativos al resto del planeta, un sistema acuático relativamente limpio, provocó la desaparición de los depredadores superiores, el águila y el visón, y deformidad en varias especies de aves acuáticas.El Fondo Mundial para la Naturaleza (WWF, 1993) ha observado que una parte significativa de las 190 000 toneladas estimadas de plaguicidas agrícolas más cargas adicionales de plaguicidas no agrícolas descargadas por los países ribereños del Mar del Norte son transportadas hasta este mar por una combinación de procesos fluviales, subterráneos y atmosféricos. En el informe del WWF se señala que la mayor tasa de enfermedades, deformidades y tumores en las especies ícticas comerciales de las zonas fuertemente contaminadas del Mar del Norte y en las aguas costeras del Reino Unido desde los años setenta está en consonancia con los efectos documentados de la exposición a los plaguicidas. CUADRO 17Proporción de algunos plaguicidas que se encuentran en asociación con sedimentos en suspensión (Según Ongley et al., 1 992) Plaguicidalog KOW% de carga química con diferentes concentraciones (mg/l) de sedimentos en suspensiónmg/l =10mg/l = 100mg/l = 1000mg/l = 10000Aldrina5,5155590100Atrazina2,600220Coldrán6,0307595100DDT5,8206793100Dieldrina5,5155590100Endrina5,6185790100Endosulfán3,6002157Heptacloro5,4134888100Lindano3,9023080Mirex6,97595100100Toxafeno13,3001247Trifluoralina5,31245871002,4-D2,020004 1 Mezcla de toxafeno.2 El intervalo es 1,5-2,5 Degradación de los plaguicidas en el suelo: \"
Muchos plaguicidas se disipan rápidamente en los suelos. Se trata de un proceso de mineralización y el resultado es la conversión del plaguicida en compuestos más simples, como H2O, CO2 y NH3. Si bien parte de este proceso es resultado de reacciones químicas, por ejemplo hidrólisis y fotolisis, el principal instrumento de mineralización es el metabolismo y catabolismo microbiológico. La microbiota del suelo utiliza los plaguicidas como fuente de carbono y otros nutrientes. Algunos productos químicos, por ejemplo, el 2,4-D) se descomponen muy rápidamente en el suelo, mientras que otros resisten durante más tiempo (2,4,5-T). Algunos productos químicos son muy persistentes y tardan mucho tiempo en descomponerse (atrazina)\"
(Stephenson y Solomon, 1993). Proceso de metabolismo: El metabolismo de los plaguicidas en los animales es un mecanismo importante en virtud del cual los organismos se protegen frente a los efectos tóxicos de las sustancias xenobióticas (productos químicos) que se encuentran en su suministro alimentario. En el organismo, el producto químico se transforma en una forma menos tóxica y o bien se elimina mediante las excreciones o se almacena en el organismo. Pueden verse afectados en este proceso diferentes órganos, en especial el hígado, según cuál sea el producto químico. Las enzimas desempeñan un papel importante en el proceso metabólico y la presencia de determinadas enzimas, en particular las oxigenasas de función mixta (OFM) en el hígado, se utiliza ahora como indicador de que el organismo ha estado expuesto a productos químicos externos. Supervisión de los plaguicidas en las aguas superficiales Los datos derivados de las actividades de supervisión de los plaguicidas son por lo general insuficientes en gran parte del mundo, en particular en los países en desarrollo. Los plaguicidas fundamentales se incluyen en los planes de supervisión de la mayor parte de los países occidentales, pero el costo del análisis y la necesidad de tomar muestras en momento críticos del año (relacionados con los períodos de utilización de los plaguicida) impiden muchas veces el establecimiento de una base de datos completa. Muchos países en desarrollo tienen dificultades para realizar análisis químicos orgánicos, debido a problemas asociados a la falta de instalaciones, impureza de los reactivos y dificultades financieras. Las nuevas técnicas basadas en la utilización de procedimientos de inmunovaloración para determinar la presencia o ausencia de determinados plaguicidas pueden reducir los costos y aumentar la fiabilidad. Las pruebas de inmunovaloración pueden aplicarse en el caso de las triazinas, amidas ácidas, carbamatos, 2,4-D/fenoxiacético, paraquot y aldrina (Rickert, 1993). La utilización de datos sobre los residuos de plaguicidas en el pescado para deducir la presencia de compuestos lipofílicos, y la determinación de la exposición o el impacto producido en los peces por los plaguicidas lipofóbicos mediante el análisis del hígado y/o la bilis son prácticas que se reducen casi exclusivamente a los programas de investigación. Por ello, muchas veces es difícil determinar la presencia, trayectoria y destinos de los distintos plaguicidas que se utilizan actualmente en gran parte del mundo. Por el contrario, los efectos ecosistémicos causados por los plaguicidas organoclorados más antiguos, como el DDT, se han comprobado con claridad y el resultado ha sido la prohibición de estos compuestos para fines agrícolas en muchas partes del mundo. En el Cuadro 17 se indica por qué los plaguicidas más antiguos, junto con otros carcinógenos hidrofóbicos como los HAP y los BPC, no se supervisan debidamente cuando se utilizan muestras de agua. Por ejemplo, el intervalo de concentración de los sólidos en suspensión en los ríos se encuentra muchas veces entre 100 y 1000 mg/l, excepto durante los períodos de abundante escorrentía, en que las concentraciones pueden superar ampliamente esos valores. Los ríos tropicales que no han sufrido los efectos del desarrollo tienen concentraciones de sedimentos en suspensión muy bajas, pero cada vez son menos numerosos debido a la expansión agrícola y la deforestación en los países tropicales. Por ejemplo, aproximadamente el 67 por ciento del DDT se transporta en asociación con materia suspendida en concentraciones de sedimentos de sólo 100 mg/l, y sube hasta el 93 por ciento con niveles de 1000 mg/l de sedimentos en suspensión. Dados los problemas analíticos asociados al bajo nivel de detección y el deficiente control de calidad en muchos laboratorios de los países en desarrollo, más el hecho de que las tasas de recuperación (parte del procedimiento analítico) pueden oscilar entre el 50 y el 150 por ciento en los compuestos orgánicos, los datos de supervisión derivados de las muestras de agua son por lo general un índice poco fiable del nivel de contaminación por plaguicidas en compuestos que están fundamentalmente asociados con la fase sólida. El número de ND (no detectables) en muchas bases de datos es, casi con certeza resultado de la mala elección del medio de muestreo (agua) y, en algunos casos, de la inadecuación de los procedimientos y servicios analíticos. Sin duda, ello hace de la evaluación de los plaguicidas en el agua una tarea difícil en muchos lugares del mundo. La experiencia revela que los niveles de plaguicidas asociados a sedimentos son con frecuencia muy superiores a los registrados, y la indicación ND es en muchos casos bastante engañosa. Algunos organismos encargados de mantener la calidad del agua utilizan ahora muéstreos en varios medios (agua + sedimento + biota) con el fin de determinar con mayor precisión los plaguicidas que se encuentran en el medio acuático. Otro problema es que los niveles de detección analítica en la supervisión habitual de algunos plaguicidas pueden ser demasiado elevados para determinar la presencia o ausencia de los mismos en orden a la protección de la salud humana. Gilliom (1984) observó que la Red de Supervisión de Plaguicidas del Servicio Geológico de los Estados Unidos tenía [en 1984] un límite de detección de 0,5  g/l en el caso del DDT, mientras que el criterio para la vida acuática es de 0,001  g/l y el criterio para la salud humana es de 0,0002  g/l - en ambos casos, mucho menos que el límite habitual de detección del programa. Los valores ND no constituyen, por lo tanto, prueba de que el producto químico no esté presente en concentraciones que puedan ser nocivas para la vida acuática y la salud humana. El hecho de que este problema analítico se diera en los Estados Unidos permite pensar que el problema de obtener datos sobre la calidad del agua que se puedan utilizar para proteger la salud humana frente a la acción de los plaguicidas tiene que ser sumamente grave en los países en desarrollo. Además, los límites de detección son sólo uno de los muchos problemas analíticos que deben superar los químicos especializados en medio ambiente al analizar los contaminantes orgánicos. Aun cuando se disponga de valores analíticos fiables relativos a los sedimentos y/o el agua superficial, la interpretación de los datos sobre los plaguicidas no es clara. Por ejemplo, la persistencia de los plaguicidas organoclorados es tal que es posible que la detección de, por ejemplo, DDT indique únicamente que 1) el producto químico se ha depositado mediante transporte a larga distancia desde otro lugar del mundo o 2) es un residuo de la época del pasado en que se aplicó en esa región. En América del Norte, por ejemplo, el DDT se cuantifica todavía habitualmente aun cuando no se utiliza desde hace casi dos decenios. La asociación de plaguicidas organoclorados con sedimentos significa que la capacidad de una cuenca fluvial de descontaminarse de estos productos químicos depende en parte del período de tiempo que se requiere para que los sedimentos de grano fino sean transportados a través de la cuenca. Los geomorfólogos saben ahora que el proceso de erosión y transporte de los lodos y arcillas se complica en gran manera por la sedimentación dentro del sistema fluvial y que el material de grano fino puede tardar decenios en abandonar la cuenca. En lo que se refiere a los plaguicidas persistentes y asociados a los sedimentos que se utilizan todavía en algunos países, la presencia del compuesto en el agua y/o los sedimentos es resultado de una combinación del uso actual y anterior. Por lo tanto, los datos no permiten determinar debidamente la eficacia de las medidas adoptadas, por ejemplo la limitación de su uso o su prohibición. FIGURA 13 - La presencia de atrazina, herbicida muy utilizado, en el agua superficial se limita al período inmediatamente posterior a la aplicación (Reproducido con autorización de Schottler et al. 1994, derechos de autor de la American Chemical Society) Para la supervisión de los plaguicidas se requieren programas de campo y de laboratorio sumamente flexibles que puedan adaptarse a los períodos de aplicación de plaguicidas, utilizar muestras del medio más adecuado (agua, sedimentos, biota), aplicar niveles de detección que tengan significado para la protección de la salud humana y del ecosistema y distinguir entre los plaguicidas que aparecen como resultado de usos anteriores y los que se están utilizando en el presente. En lo que respecta a los plaguicidas que son muy solubles en agua, la supervisión debe estar estrechamente vinculada a los períodos de utilización de los plaguicidas. En los Estados Unidos, donde se han realizado importantes estudios sobre el comportamiento de la escorrentía de plaguicidas, las triazinas (atrazina y cianazina) y el alacloro (acetamina clorada) figuran entre los herbicidas más utilizados. Éstos se aplican fundamentalmente en primavera (mayo). Según estudios de Schottler et al. (1994), entre el 55 y el 80 por ciento de la escorrentía de plaguicidas tiene lugar en el mes de junio (Figura 13). La importancia de la supervisión de estos fenómenos es que muchos de los nuevos plaguicidas solubles sólo se pueden detectar inmediatamente después de la aplicación. Por ello, los programas de supervisión que se aplican con periodicidad mensual o trimestral (práctica habitual en muchos países) probablemente no consigan cuantificar la presencia ni determinar la importancia de los plaguicidas en las aguas superficiales. Los plaguicidas que tienen aplicación limitada son todavía más difíciles de detectar en las aguas superficiales. Existe el peligro de que las autoridades lleguen a convencerse de que los valores ND (no detectables) sean demostración de la ausencia de plaguicidas. Es muy posible que ello signifique únicamente que los programas de supervisión no consiguieron recopilar datos en el momento oportuno o que no analizaron el medio más indicado. Gestión y control de los plaguicidas La experiencia europeaRegistro de plaguicidasEl ejemplo danésPlaguicidas y calidad del agua en los países en desarrollo La predicción de los efectos de los plaguicidas y de las prácticas conexas de ordenación de la tierra en la calidad del agua es un elemento fundamental de las posibilidades de control específicas del lugar así como para la elaboración de planteamientos genéricos de control de plaguicidas. Los instrumentos de predicción revisten sobre todo la forma de modelos teóricos algunos de los cuales se encuentran en el Cuadro 7. Además, los procesos hidrológicos fundamentales que controlan la infiltración y la escorrentía, así como la erosión y el transporte de sedimentos, son factores que condicionan el desplazamiento de los plaguicidas. Estos procesos se describen en el Capítulo 2. La experiencia europea El Instituto Nacional de los Países Bajos de Salud Pública y Protección Ambiental (RIVM, 1992) llegó a la conclusión de que \"
el agua subterránea está amenazada por los plaguicidas en todos los Estados europeos. Así lo confirman tanto los datos obtenidos mediante las actividades de supervisión como los cálculos relativos a la carga de plaguicidas, sensibilidad de los suelos y lixiviación... Se ha calculado que en el 65 por ciento de todas las tierras agrícolas se superará la norma de la CE relativa a la suma total de plaguicidas (0,5  g/l). Aproximadamente en el 25 por ciento de la superficie se alcanzarán valores más de 10 veces superiores a esa norma...\"
 En reconocimiento del uso indebido de plaguicidas y de los efectos sobre el medio ambiente y la salud pública, los países europeos han adoptado diversas medidas entre las que figuran las siguientes (FAO/CEPE, 1991):  Reducción del uso de plaguicidas (hasta de un 50 por ciento en algunos países).  Prohibición de determinados ingredientes activos.  Revisión de los criterios de registro de plaguicidas.  Capacitación y necesidad de licencias para las personas que aplican los plaguicidas.  Reducción de la dosis y mejor programación de la aplicación de plaguicidas para atenerse mejor a las necesidades de los cultivos y reducir las pulverizaciones preventivas.  Comprobación y aprobación del equipo de pulverización.  Limitaciones de la pulverización aérea.  Gravámenes ambientales a los plaguicidas.  Promoción del uso de alternativas mecánicas y biológicas en sustitución de los plaguicidas. En otros lugares, por ejemplo en Indonesia, la reducción de las subvenciones ha limitado la utilización de plaguicidas y aumentado el éxito de los programas de manejo integrado de plaguicidas (Brinkman, comunicación personal, 1995). Registro de plaguicidas El control de los plaguicidas se lleva a cabo fundamentalmente mediante un sistema de registro nacional que autoriza su fabricación y venta únicamente a quienes han recibido la debida aprobación. En países desarrollados, el registro es un proceso oficial a través del cual se examinan los plaguicidas, en particular, para determinar su toxicidad para los mamíferos (cánceres, efectos teratogénicos y mutagénicos, etc.) y una gran variedad de posibles efectos ambientales basados en el comportamiento ambiental cuantificado o estimado del producto teniendo en cuenta sus propiedades físico-químicas. La mayor parte de los países en desarrollo tienen pocas capacidades para realizar sus propias pruebas de plaguicidas y suelen adoptar criterios normativos utilizados en el mundo desarrollado. Conforme aumentan nuestros conocimientos sobre los efectos de los plaguicidas en el medio ambiente, resulta cada vez más evidente que muchos de los plaguicidas antiguos tienen criterios de registro inadecuados, por lo que se están revisando. En consecuencia, los efectos ambientales de muchos de los plaguicidas antiguos se consideran tan graves que se ha prohibido su producción y venta en muchos países. Un dilema que se plantea a los países en desarrollo es que algunos plaguicidas antiguos (por ejemplo, el DDT) son baratos y eficaces. Además, los reglamentos se incumplen con frecuencia, lo que hace que muchos plaguicidas que de hecho están prohibidos se vendan y utilicen sin trabas en la agricultura. Esta dicotomía entre utilización efectiva de plaguicidas y política oficial sobre el uso de los mismos es, en muchos países, muy considerable. En muchos países el control normativo es ineficaz si no va acompañado de otras medidas, como educación, incentivos, etc. La eficacia de éstas en los países desarrollados o en desarrollo depende en gran parte de 1) la capacidad del gobierno de regular con eficacia y recaudar impuestos y 2) la capacidad o interés de la comunidad agrícola en comprender y aplicar los programas de educación. El dilema fundamental sigue estando en compatibilizar los beneficios locales y a corto plazo que los agricultores (y fabricantes e importadores) pueden conseguir aplicando plaguicidas peligrosos para el medio ambiente con el bien común que representaría la limitación o prohibición de su uso. La preocupación por los posibles efectos de la utilización excesiva de plaguicidas en el medio ambiente y, en algunos casos, la salud humana, ha alcanzado tales niveles que dentro de los gobiernos se está debatiendo activamente la necesidad de incluir un programa de reducción de los plaguicidas dentro de una estrategia más amplia de agricultura sostenible. En 1992, Dinamarca, los Países Bajos y Suecia fueron los primeros de los 24 Estados miembros de la OCDE que emprendieron un programa de esa naturaleza. Los Países Bajos es el segundo exportador mundial de productos agrícolas, después de los Estados Unidos. Por el contrario, los conservantes de la madera en el sector forestal representan el 70 por ciento del uso de plaguicidas en Suecia, correspondiendo a la agricultura sólo el 30 por ciento. Como ya se ha señalado, la falta de datos de referencia sobre los plaguicidas en las aguas superficiales de los países de la OCDE es un obstáculo para el establecimiento de valores de referencia que permitan cuantificar los resultados del programa de reducción de los plaguicidas. En el Recuadro 7 se presenta información sobre EXTOXNET, una red de toxicología-plaguicidas a la que se puede acceder a través de INTERNET. RECUADRO 7: INFORMACIÓN SOBRE LOS PLAGUICIDASUna fuente de información actualizada sobre los plaguicidas es la EXtension TOXIcology NETwork organizada por la Universidad de Oregón en Internet. EXTOXNET facilita información sobre los siguientes puntos: ¿Qué es la EXTension TOXicology NET work? Información resumida sobre plaguicidas Información resumida sobre toxicología Problemas relacionados con la toxicología Datos de interés Noticias sobre cuestiones relacionadas con la toxicología Boletines Recursos para obtener información sobre toxicología Información técnica Grupos de debate Búsqueda de palabras clave en todas (ALL) las áreas de Extoxnet Búsqueda de palabras parciales en todas (ALL) las áreas de Extoxnetdirección del correo electrónico:almanac@sulaco.oes.orst.edu (solicite el catálogo de extoxnet)Acceso vía GOPHER:gopher a: sulaco.oes.orst.eduelija la opción #3 - Or. Ext. Ser. Projects and Programsluego elija la opción #4 - EXTOXNET\Acceso a través de WWW:URL - http://www.oes.orst.edu:70/1/extelija: EXTOXNET El ejemplo danés En 1986 el gobierno danés emprendió un Plan de Acción en pro de la agricultura sostenible, que prohibiría la utilización de plaguicidas con dos fines (WWF, 1992):  Salvaguardar la salud humana: frente a los riesgos y efectos negativos asociados a la utilización de plaguicidas, principalmente impidiendo su ingestión a través de los alimentos y el agua potable.  Proteger el medio ambiente: tanto los organismos no destinatarios como beneficiosos que se encuentran en la flora y la fauna de la tierra cultivada y los medios acuáticos. El objetivo era conseguir una reducción del 50 por ciento en la utilización de plaguicidas agrícolas no más tarde de 1997, con respecto del volumen medio de plaguicidas utilizados durante el período 1981-85. Ello se debía manifestar en 1) un descenso de las ventas totales (en peso) de ingredientes activos y 2) reducción de la frecuencia de las aplicaciones. Si bien el Fondo Mundial para la Naturaleza (WWF, 1992) comunicó que para 1993 las ventas de ingredientes activos habían disminuido un 30 por ciento, la frecuencia de su aplicación no había descendido. La legislación danesa comprendía los siguientes componentes, aunque en 1993 no todos ellos habían conseguido los mismo resultados.  Nuevo examen de los ingredientes activos: Este proceso se basa en los nuevos conocimientos científicos sobre la trayectoria, destino y efecto de los plaguicidas. Hasta 1993, se habían revisado el 80 por ciento de los 223 ingredientes activos. Se había aprobado menos del 40 por ciento y aproximadamente el 15 por ciento se ha limitado a tipos específicos de aplicación (resumen del WWF basado en informes del organismo de protección ambiental de Dinamarca.  Promoción de la agricultura orgánica: La legislación abarca el financiamiento para la conversión de la agricultura tradicional en agricultura orgánica que, por definición, no utiliza plaguicidas.  Impuestos indirectos sobre los plaguicidas: El Instituto de Agricultura de Dinamarca llegó a la siguiente conclusión: \"
Un impuesto sobre los plaguicidas puede concebirse y aplicarse de tal manera que reduzca la utilización de plaguicidas sin perturbar ni deteriorar extremadamente la situación económica del sector agrario\"
. Los fondos recaudados mediante este impuesto deberían reorientarse hacia el sector agrícola. No obstante, según algunos estudios señalados por el Instituto de Agricultura, los impuestos sobre los plaguicidas no bastan por sí solos para producir la necesaria reducción durante el tiempo de vigencia del plan.  Certificación de los usuarios de plaguicidas: Todos los agricultores y empresas comerciales de pulverización deberán contar con certificados de aplicación. Para obtenerlos, se exigirán estudios sobre problemas relacionados con los plaguicidas.  Registros de aplicación de plaguicidas: A partir del 1 de agosto de 1993, cada agricultor deberá mantener un registro de las actividades de aplicación de plaguicidas.  Aprobación de los equipos de pulverización: Esta medida permite al Ministerio de Agricultura controlar en cierta medida los tipos de equipo de pulverización utilizados en Dinamarca. Los nuevos mecanismos controlados por ordenador permiten la supervisión continuada de la dosis de plaguicida por parte del agricultor, lo que reduce el riesgo de aplicación excesiva. El Gobierno de Dinamarca está examinando las siguientes medidas adicionales dentro del proceso normativo:  Límites máximos a la carga ambiental de plaguicidas: El objetivo es disponer de un índice en el que se relacione la cantidad utilizada de un plaguicida con sus efectos ecológicos conocidos. No obstante, se trata de un concepto difícil de aplicar como ha observado el WWF: \"
... no hay ninguna relación directa entre el índice de carga de plaguicidas y sus efectos - directos o indirectos - en el medio ambiente, ya que éstos son resultado de una compleja interacción entre muchos y muy distintos factores\"
. No obstante, este concepto puede resultar valioso en las actividades de ordenación y regulación, y podría aplicarse, inicialmente, a algunos plaguicidas de uso más común.  Prohibición del uso de plaguicidas a 10 m de lagos, corrientes de agua, tierras húmedas y zonas de conservación:Con ello se conseguiría cierto nivel de protección frente a los plaguicidas en los sistemas acuáticos. Sería algo equivalente a las bandas de protección utilizadas frecuentemente para reducir los efectos de la sedimentación.  Prohibición del uso de plaguicidas a menos de cierta distancia, previamente especificada, de huertos privados y propiedades que contengan terrenos cultivados sin utilización de plaguicidas.  Prohibición del uso de plaguicidas a menos de 10 m de un embalse de agua potable. Suecia ha conseguido resultados bastante positivos en lo que respecta a sus objetivos de reducción de los plaguicidas. El WWF (1992) atribuye este éxito a los siguientes factores:  Establecimiento de metas con objetivos asequibles y uso de medidas múltiples de la reducción.  Papel decisivo desempeñado por el Ministerio de Medio Ambiente y la Inspección de Productos Químicos.  Apoyo activo de las organizaciones de agricultores, convencidas de las ventajas económicas y ambientales de una menor utilización de plaguicidas.  Una fuerte base de investigación y desarrollo, que representa un apoyo válido a las nuevas iniciativas en el terreno de los plaguicidas.  Certificación de la nueva maquinaria y comprobación periódica de los pulverizadores agrícolas en centros de revisión regulados por el gobierno.  Obligación de evaluar y registrar de nuevo los plaguicidas, lo que ha permitido retirar 338 productos del mercado. Plaguicidas y calidad del agua en los países en desarrollo El uso de plaguicidas en los países en desarrollo es sumamente variable, oscilando desde la práctica inexistencia en grandes zonas de África hasta aplicaciones sumamente elevadas en las zonas de agricultura intensiva del Brasil y plantaciones de América Central. En su examen de las limitadas publicaciones de investigación sobre el uso de plaguicidas y sus efectos en África, Calamari y Naeve (1994) llegan a la conclusión de que \"
las concentraciones observadas en varios compartimentos acuáticos, con pocas excepciones, son más bajas que en otros lugares del mundo, en particular que en los países desarrollados, con una tradición más larga de elevado consumo y utilización intensiva de plaguicidas. Por lo general, las aguas costeras, los sedimentos y la biota están menos contaminados que los compartimentos ambientales de las aguas continentales, con excepción de algunos puntos críticos\"
. RECUADRO 8: CÓDIGO INTERNACIONAL DE CONDUCTA PARA LA DISTRIBUCIÓN Y UTILIZACIÓN DE PLAGUICIDASEn este Código de Conducta, aprobado por la FAO y sus países miembros en 1985, se reconoce que \"
en ausencia de un proceso eficaz de registro de plaguicidas, y de una infraestructura pública que permita controlar la disponibilidad de plaguicidas, algunos países importadores de plaguicidas deben recurrir intensamente a ese sector para promover una distribución y utilización inocuas y adecuadas de/os plaguicidas. En estas circunstancias, los fabricantes extranjeros, los exportadores y los importadores, así como los formuladores, distribuidores, reenvasadores, asesores y usuarios locales, deben aceptar una parte de la responsabilidad de conseguir una distribución y utilización inocua y eficiente\"
.El principio de información y consentimiento previos (ICP) es un componente importante del Código de Conducta. La aplicación del principio de ICP significa lo siguiente: \"
Los plaguicidas prohibidos o severamente limitados por razones relacionadas con la salud o el medio ambiente están sujetos al procedimiento de información y consentimiento previos. Ningún plaguicida que pertenezca a estas categorías deberá exportarse a un país importador que participe en el procedimiento de ICP, contraviniendo la decisión que el país haya adoptado...\"
. La aplicación del principio de ICP es competencia conjunta de la FAO y del Registro internacional de productos químicos potencialmente tóxicos (PNUMA/RIPQPT), que en diciembre de 1994 habían suscrito 127 países.Los plaguicidas sometidos actualmente (1994) a examen nacional en el marco del principio de información y consentimiento previos son los siguientes:AldrinaDDTDieldrinaDinosebFluoroacetamidaHCH (isómeros mixtos)ClorodanoCihexaestanEDBHeptacloroClordimeformoCompuestos de mercurioFAO, 1990b El Estado brasileño de Paraná es representativo de los países en desarrollo sometidos a un rápido proceso de expansión agrícola, e ilustra el dilema de la supervisión de los plaguicidas. Andreoli (1993) considera que el Brasil, en términos generales, se había convertido en el tercer usuario mundial de sustancias \"
agrotóxicas\"
en el año 1970, superado únicamente por Francia y los Estados Unidos. No obstante, Andreoli afirma también que en el Brasil se analiza menos del 15 por ciento de los ingredientes activos comercializados, debido a la falta de metodología, equipo y recursos financieros. Por otra parte, en un importante estudio de 17 sustancias agrotóxicas (entre las que figuran 11 plaguicidas organoclorados) durante el período comprendido entre 1976 y 1984 en la cuenca del río Paraná, el 91,4 por ciento de las muestras in situ [probablemente ambientales] contenían al menos una de ellas. En la subcuenca del Pirapó, el 97,2 por ciento de las muestras ambientales de abastecimiento de agua y el 100 por ciento de las muestras procedentes de manantiales tenían residuos de plaguicidas. Andreoli observa también que algunos estudios sobre la \"
intoxicación\"
realizados en 1985 revelaban el efecto predominante de los plaguicidas organofosfatados, y los efectos más graves se concentrarían en las personas de 15 a 25 años de edad. El Código Internacional de Conducta para la Distribución y Utilización de Plaguicidas, formulado y aplicado actualmente por la FAO (Recuadro 8), está muy relacionado con la lucha contra la contaminación debida a los plaguicidas y con la protección del medio ambiente en general. Los problemas de gestión de los plaguicidas en los países en desarrollo son algo distintos de los que se observan en los países desarrollados. En resumen, son los siguientes:  Insuficiencia de la legislación y escasa aplicación de los reglamentos sobre plaguicidas, en particular los relativos a la importación, utilización y eliminación.  Donaciones de plaguicidas, que alientan una utilización ineficiente y el abandono de esos mismos plaguicidas de fecha más antigua.  Acumulación de plaguicidas, especialmente en países con gobiernos inestables, lo que lleva al abandono de esas reservas en casos de insurrección y guerra civil. Se han dado casos en que estas situaciones han dado lugar a una grave contaminación de las aguas subterráneas y a crisis de salud pública debido a la descarga de plaguicidas por personal civil no capacitado.  El almacenamiento y manipulación es un problema grave, en particular la filtración de barriles en mal estado y la descarga deliberada de las mezclas de plaguicidas excedentes en los cursos de agua una vez finalizada la aplicación.  La destrucción de las antiguos almacenamientos de plaguicidas (debidas al deterioro del ingrediente activo) es económicamente prohibitiva (se estima en unos 5 000 dólares EE.UU. por tonelada), sobre todo si se tiene en cuenta que hay que transportar el material a un país desarrollado para su destrucción. Por consiguiente, los barriles antiguos se deterioran y se producen filtraciones en el agua superficial o subterránea o se opta por un sistema de vertimiento del material.  Falta de capacitación de los usuarios en lo que se refiere a la manipulación y aplicación de los plaguicidas, lo que da lugar a la aplicación indebida de éstos, con consecuencias negativas para el medio ambiente y la salud pública.  Utilización de plaguicidas con fines inadecuados, por ejemplo, para deshacerse de la morralla en las actividades de pesca.  Utilización de antiguos tanques de plaguicidas para almacenar agua potable, para cocinar, etc. http://www.fao.org/docrep/W2598S/w2598s06.htm#TopOfPage ndices de calidad del agua para su aplicación a esta problemática en el sector de la agricultura Los índices de calidad del agua son dos o más parámetros que indican la \"
salubridad\"
del agua. En algunos casos, los índices reflejan el comportamiento del ecosistema; en otros, revelan la situación del entorno acuático (por ejemplo, su toxicidad). El objetivo de dichos índices suele ser determinar las posibilidades de disfunción del ecosistema y permitir una comprensión mejor de las fuentes de contaminación y de las medidas de ordenación más eficaces. Los índices suelen utilizarse para fines descriptivos, más que para orientar las intervenciones directas sobre el terreno. Se necesitan índices que permitan realizar una evaluación rápida del impacto de la escorrentía agrícola y que se puedan utilizar para determinar los niveles de los impactos en el espacio y el tiempo, como base para las decisiones de ordenación referentes a la necesidad de controles. Existe también la posibilidad de elaborar índices que permitan vincular los efectos en la calidad del agua con factores económicos relacionados tanto con las mentes situadas aguas arriba como con las consecuencias aguas abajo, y de esa manera evaluar las repercusiones económicas de la escorrentía agrícola. Actualmente, se utilizan los siguientes tipos de índices de calidad del agua: a) Índices numéricos basados en la química convencional del agua: Hay media docena de índices que combinan varias mediciones químicas de la calidad del agua en un índice integrado. Entre ellos figuran una combinación de nutrientes, microbiología, oxígeno disuelto y, en algunos casos, metales. Por lo general, se utilizan como instrumentos descriptivos para evaluar los tramos fluviales. Los índices más eficaces utilizan un número limitado de parámetros (por ejemplo, un índice de eutrofización utilizaría los nutrientes y el oxígeno disuelto o DBO) y describen un único tipo de efecto contaminante en el agua (por ejemplo, la eutrofización). La referencia reciente más completa es un informe (en neerlandés) sobre los índices químicos preparado para RIZA (RIZA, 1994). b) Indicadores/índices de los efectos: Hay una gran variedad de indicadores de los \"
efectos\"
, que con frecuencia se integran en un índice. Por lo general, representan una medición de la reacción biológica a los contaminantes acuáticos. Muchos de ellos se utilizan como instrumentos de \"
diagnóstico previo\"
(como se ha observado más arriba), que pueden ayudar a los administradores a determinar el alcance espacial y causalidad, la naturaleza e intensidad de los efectos causados por los contaminantes. Entre esos indicadores figuran los siguientes: Ensayo biológico: En general, consiste en un sistema de puntuación basado en los resultados de cierto número de ensayos de laboratorio estandarizados en que se utilizan especies sensibles a los contaminantes y que son indicativas de varios niveles tróficos (por ejemplo, bacterias, algas, invertebrados, vertebrados). El ensayo biológico suele concentrarse en los efectos relacionados con la toxicidad (Keddy et al., 1994). Índices bióticos: Hay una gran variedad de índices bióticos estandarizados que se utilizan habitualmente en Europa para la evaluación y control de la calidad del agua. Por lo general, estos índices se elaboran a partir de conjuntos bénticos en ríos y cursos de agua. Este índice representa la naturaleza de la respuesta béntica, sobre todo ante la contaminación orgánica (desechos domésticos y urbanos). No han resultado demasiado eficaces para la evaluación de los productos tóxicos. Son muchos los estudios realizados sobre los índices bióticos (Reynoldson y Metcalfe-Smitth, 1992; Metcalfe-Smith, 1994). Indicadores del ecosistema: Cada vez es mayor el interés en indicadores que describen de qué forman responden determinadas partes de los ecosistemas a la presión física y química. Entre los indicadores pueden citarse diversas mediciones ecológicas (peces, organismos bénticos, habitat, etc.). Esta técnica ha demostrado ser útil como medio de establecer criterios que permitan determinar el éxito de las medidas correctoras (US-ESPA, 1989). Este enfoque se ha utilizado también en el Reino Unido, Canadá y Australia (Reynoldson et al.,1995). Índices de otros efectos: Hay una gran variedad de índices que se utilizan para evaluar la presión relacionada con los nutrientes y/o productos tóxicos. Muchos de ellos utilizan un sustituto útil de los efectos sobre la población. Entre esos índices se encuentran los siguientes: - determinación de la salud de los peces utilizando mediciones histológicas (por ejemplo, coeficientes de células rojas/blancas) y patológicas (tamaño y apariencia de los órganos). - presencia o ausencia de metabolitos contaminantes en la bilis, hígado, etc. de los peces. - presencia de enzimas como parte del proceso de detoxificación en los organismos (se mide, por ejemplo, la exposición controlada de los peces a productos químicos tóxicos). c) Otros indicadores químicos: Se trata de mediciones integradoras (y, en general, simplificadoras) de grupos de compuestos. Un ejemplo es la cartografía de los residuos del cloro, como medida del total del material clorado en la columna de agua de una cuenca fluvial. Los \"
puntos negros\"
dentro de la cuenca indican las posibles zonas problemáticas. El objetivo de esos indicadores es utilizar mediciones sencillas y poco costosas para determinar si puede haber problemas y para orientar las decisiones sobre prioridades en análisis químicos posteriores (y más costosos). Nota general: Muchas de estas técnicas requieren menos equipo de capital y ofrecen información más valiosa que los procedimientos químicos convencionales, y pueden ser puestas en práctica por los países en desarrollo, donde la biología suele estar bastante más avanzada que la química ambiental. Esos índices requieren una transformación del \"
paradigma de datos\"
, que sigue estando dominado por el enfoque químico (occidental) de los problemas relacionados con la calidad del agua. Análisis económico del costo de la contaminación del agua atribuida a la agricultura Como la contaminación del agua no tienen una procedencia bien localizada, la cuantificación de los contaminantes y sus efectos es más difícil que cuando se trata de fuentes localizadas. No obstante, la demanda mundial - cada vez mayor - de suministros de agua dulce de buena calidad - cada vez menores - exige que los países adopten un enfoque global de la ordenación de los recursos hídricos. La lucha contra la contaminación es tan costosa que las decisiones sobre las prioridades en la ordenación de los recursos deben basarse en el conocimiento del costo de la contaminación del agua para los distintos sectores económicos. Ese costo se divide en dos componentes: el primero es el costo directo (por ejemplo, tratamiento) de las medidas para atenerse a las normas mínimas de calidad del agua, según sus distintos usos; el segundo es el costo de las oportunidades económicas perdidas como consecuencia de la mala calidad del agua. Cabría señalar los siguientes ejemplos: merma de la producción debido a la salinidad excesiva del agua de riego, y pérdida de la producción pesquera como consecuencia de problemas de reproducción y crecimiento ocasionados por productos químicos tóxicos. Sólo conociendo los costos directos e indirectos y asignando estos costos a los diversos sectores económicos (incluida la agricultura), se podrá evaluar el verdadero costo causado y absorbido por la agricultura, en relación con otros sectores. Escrito por E. D. Ongley,

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