II.3.12 Problemas asociados con el uso de productos químicos
a) Desarrollo de resistencia a los antibióticos. Las bacterias pueden desarrollar rápidamente resistencia a los antibióticos, la rotación de estos compuestos para el tratamiento de infecciones bacterianas es altamente recomendable.
En una serie de experimentos realizados con bacterias aeróbicas, se comprobó que éstas desarrollaron resistencia a oxitetraciclina y ácido oxolínico después de ser expuestas solo por 2 días (Midlen y Redding, 1998). Al igual que otros autores, Chua (1993), señala que la creación de resistencia en las bacterias tiene dos efectos: el primero se refiere a que pone en peligro la viabilidad del proceso de cultivo en las granjas y el segundo a las implicaciones en la salud humana. En lo que se refiere al el primer efecto, Austin (1993) demostró que el uso de antibióticos en las granjas disminuye la población bacteriana durante el tratamiento, pero cuando éste termina aumenta su concentración, rebasando los niveles pre-tratamiento. Además las bacterias que en ocasiones ya han creado resistencia, salen de la granja a través de los efluentes.
b) Persistencia de los residuos en el ambiente. La persistencia depende del tipo de compuesto, y de las condiciones ambientales presentes; algunos, como la formalina, tienen una vida media de 36 h, algunos antibacteriales tienen una vida media menor a un día. Otros como la oxitetraciclina, ácido oxolinico y flumequina pueden persistir en el sedimento al menos por 6 meses. En este sentido Midlen y Redding (1998), señalan que es difícil establecer la naturaleza y severidad de los efectos de las sustancias químicas en el ambiente, ya que los resultados de laboratorio donde se simulan las condiciones reales, no siempre concuerdan con las observadas en campo.
c) Efectos en la comunidad microbiana. El uso continuo de antibióticos crea resistencia y afecta la composición de flora bacteriana. Un cambio en la estructura de la comunidad bacteriana de los sedimentos afecta el proceso de descomposición de la materia orgánica y por lo tanto interfiere en el ciclo de algunos nutrientes (Chua, 1993). En un estudio donde se realizaron mediciones de abundancia bacteriana y presencia de antibióticos, se observó que a 2 días de aplicar alimento medicado, la abundancia de bacterias disminuyó a una tercera parte de la inicial; la tasa de reducción de sulfato (como indicador de mineralización de sedimento orgánico) fue afectada significativamente y tardó 2 meses en recuperar los niveles previos al tratamiento (Middlen y Redding, 1998). Estudios realizados en granjas de salmón de Noruega, estimaron que en 1989, solo del 20 al 30% de los antibióticos administrados en el alimento eran asimilados por los peces, el resto, en forma de heces y de alimento no utlizado era dispersado al ambiente y llegaba al sedimento o quedaba disuelto en la columna de agua (Pillay, 1992).
d) Impacto en la acuicultura. El uso de sustancias químicas en la acuicultura puede afectar negativamente a las granjas y laboratorios. Un estudio realizado en un laboratorio de Penaeus monodon en la India resaltó la importancia del uso moderado de antibióticos en los laboratorios. Los resultados obtenidos por Karunasagar et al. (1994), indicaron que hubo mayor resistencia a los antibióticos en las muestras tomadas dentro de las instalaciones que en el agua marina de entrada.
e) Impacto en las pesquerías. En muchas partes del mundo la acuicultura coexiste con las pesquerías y es posible que los organismos acuáticos pescados en las cercanías de las granjas puedan estar afectados por residuos de sustancias químicas usadas en las granjas. Un ejemplo de esto se presentó en Noruega, donde se tomaron muestras de tejidos de jaiba, mejillones y varios peces. En los peces se encontraron concentraciones de 3,800 partes por millón de ácido oxolínico, que es muy alto para el consumo humano (Midlen y Redding, 1998).
Los acuicultores en ocasiones carecen de preparación técnica e intentan resolver sus problemas sanitarios incrementando las dosis de biocidas. Pero algunos invertebrados son muy susceptibles (sobre todo a los compuestos químicos orgánicos y a los que contienen metales) provocando severas mortalidades (Bardach, 1997). En este sentido, Pillay (1992) señala que los anestésicos, desinfectantes y biocidas usados en las granjas y laboratorios, en general no son especie-específicos, por cual pueden causar efectos letales y sub-letales en organismos acuáticos que habitan cerca de los centros acuícolas.
f) Efectos en la salud humana. Existen pocos estudios acerca de la eliminación de antibióticos en el tejido de los peces después de las terapias. Información de especies tropicales acerca de la persistencia de medicamentos, indica que ésta puede ser de horas a días e incluso semanas. Los riesgos para la salud humana al consumir peces dependen del tipo de compuesto y pueden incluir alergias y desordenes neurosensoriales (Kanamicina), aplasia de la médula ósea (Cloramfenicol), desórdenes digestivos y renales (Oxitetraciclina y Furazolidona), alergias (Eritromicina), desordenes renales y alergias (sulfonamidas y Trimetropim) (Beveridge y Phillips, 1993).
No cabe duda que usar sustancias químicas en la acuicultura tiene desventajas y se deben buscar opciones viables como el uso de vacunas y la aplicación de otras técnicas para atacar las infecciones en las especies en cultivo. Subasinghe y Bernoth (2000) resaltan la importancia que tiene el uso de las herramientas moleculares de diagnóstico rápido desarrolladas en los últimos años, las cuales proveen una forma eficiente de investigar la patología e inmunología de infecciones específicas. Ensayos en laboratorio pueden facilitar el estudio de la progresión de las enfermedades y del sistema inmune para activar los mecanismos específicos de defensa.
II.4 Efluentes acuícolas
II.4.1 Composición de los efluentes acuícolas. En los efluentes acuícolas, las sustancias, sus niveles y patrones de descarga al medio ambiente, dependen de la especie cultivada, del sitio y del sistema de cultivo usado. Por otro lado presentan variación espacio temporal y son afectadas por procesos físicos como corrientes, salinidad y temperatura.
Los tipos de desechos producidos por las granjas acuícolas son básicamente similares, aunque existen diferencias en la calidad y cantidad de los mismos, dependiendo del sistema y de la especie de cultivo (Pillay, 1992). Los principales tipos de descarga en laboratorios y granjas son a) residuos de heces y metabolitos, b) restos de alimento, y c) residuos de desinfectantes, antibióticos y biocidas.
En lugares con alta densidad de estanques, como el caso de sistemas semi-intensivos de camarón, las descargas de las granjas pueden tener efectos considerables en cuerpos de agua cerrados. Además, cuando las descargas de algunas granjas son drenadas cerca de las tomas de agua de otras, se crean efectos de contaminación cruzada ya que los nutrientes, la materia particulada y los microorganismos pueden pasar de una granja a otra (Phillips y Barg, 1999).
II.4.2 Heces y metabolitos. La producción de heces y metabolitos depende de la cantidad de organismos que se cultivan en una granja. Estudios experimentales con trucha arco iris, mostraron que la cantidad de sólidos y metabolitos orgánicos están directamente relacionados con la cantidad de alimento agregado, estimando que por cada kg de alimento consumido, se obtenían 260 g de heces. Los constituyentes más importantes de las heces son compuestos que contienen carbono, nitrógeno y fósforo (carbohidratos, lípidos y proteínas), pudiendo encontrar otros como vitaminas, hormonas, y antibióticos. Las excreciones se componen en su mayoría de urea y amonio. La materia particulada (heces y restos de alimento) pasan al sedimento, donde ocurren procesos físicos de fraccionamiento y biológicos de remineralización.
La digestibilidad de una dieta depende de su composición; en el caso de la trucha arco iris se encontró que las dietas que contienen poca proteína y altas concentraciones de carbohidratos son menos digeribles. La digestibilidad de los componentes de una dieta, gobierna la excreción de heces y amonio (Pillay, 1992).
En este sentido Beveridge y Phillips (1993) señalan que es posible estimar la producción de heces con base en la digestibilidad de la dieta (Tabla 13); pero en este cálculo hay variables que no se consideran, como el efecto de la temperatura, el tamaño del cuerpo, el estado de salud y los efectos sinergéticos y antagonistas de los componentes de la dieta, de manera que tales estimaciones deben considerarse como aproximadas.
En los moluscos, la cantidad de heces producidas puede llegar a ser considerable: se ha estimado que en una balsa con 800,000 mejillones se pueden filtrar diariamente hasta 70x106 L×d-1 de agua con una producción de heces y pseudoheces de 180 toneladas en un ciclo (Figueras, 1989). En Japón se estimó que en un periodo de 9 meses 420,000 ostras produjeron 16 toneladas de heces y pseudoheces (Pillay, 1992).
Conocer la cantidad de amonio que es desechado resulta de gran utilidad cuando se determina el balance de masas del nitrógeno. Además de verificar la eficacia de un sistema de cultivo, el balance de masas se utiliza para cuantificar la descarga de nutrientes de las granjas y evaluar de esta manera su impacto sobre el cuerpo de agua receptor.
Existen pocos estudios acerca de la excreción de amonio en condiciones naturales; algunas determinaciones de la excreción de camarón en laboratorio se presentan en la tabla 14; por otro lado en la tabla 15 se muestran datos de excreción de nitrógeno en peces de agua dulce. En ambos se observa que existen amplios intervalos de variabilidad para la mayoría de las especies, la cual se debe al hecho de que la excreción de nitrógeno depende en gran medida de la dieta consumida y de la temperatura.
II.4.3 Restos de alimento. En algunos casos los desechos de las granjas pueden incluir cantidades considerables de alimento no consumido, cuya pérdida depende de factores como el comportamiento alimenticio, la estabilidad del alimento en el agua, el método de distribución, las horas de alimentación y el estado de salud de los organismos.
Estudios realizados en granjas de trucha indican que la pérdida de alimento no consumido se encuentra entre el 10 y el 30%. En granjas de salmón la pérdida es del 20% y en estanquería de camarón del 10% (Pillay, 1992). En la India, se estimó que solo el 16% del alimento consumido se convirtió en biomasa, mientras que el porcentaje restante (heces, excreciones y alimento no consumido) llegó al ambiente (Shiva, 1999). Barg (1992) presenta las siguientes ecuaciones, con las cuales es posible estimar la cantidad de materia orgánica particulada derivada de alimento no consumido y heces.
La materia particulada puede caer verticalmente al sedimento, o bien ser dispersada (e.g. jaulas de cultivo de salmón). El desplazamiento horizontal dependerá de la velocidad de la corriente, de la velocidad de sedimentación de la partícula y de la profundidad del cuerpo de agua.
Existen ciertas condiciones que no están consideradas en el modelo, como el posible consumo de alimento por peces silvestres, resuspensión de sedimento, características del fondo (tipo de suelo), efecto de los organismos bentónicos y otros procesos de tipo microbiológico y químico.
II.4.4. Nitrógeno y fósforo. De las descargas acuícolas, especial importancia ha tenido el estudio de los nutrientes nitrógeno (N) y fósforo (P), por su efecto eutroficante en las aguas costeras (Páez-Osuna et al., 1998; Páez-Osuna et al., 1999; Teichert-Coddington et al., 1999).
El balance de masas es una herramienta que permite cuantificar las descargas de nutrientes (N y P), sus cálculos se basan en la tasa de conversión alimenticia, cantidad de alimento agregado, contenido del nutriente en el alimento y en el tejido de la especie cultivada, así como la concentración en el agua, la fertilización, la fauna asociada y el drenaje (Páez-Osuna et al., 1997).
El agua que ingresa a la granja puede ser una fuente importante de nutrientes. Por ejemplo, Teichert-Coddington et al. (1999) registraron en granjas semi-intensivas de camarón de Honduras que el N que entra con el agua representa el 58% del total. Del mismo modo el agua aportó el 44% de P total que ingresó al cultivo.
Valores similares se reportan para el cultivo intensivo de camarón en Tailandia, en el cual el 92% del N ingresó por medio del alimento; se perdió el 45% en el agua y el 13% por denitrificación y volatilización. Respecto al P, el 51% ingresó con el alimento y se perdieron el 10% en el agua y el 84% en el sedimento (Briggs y Funge-Smith, 1995).
Comparando la literatura disponible sobre este tema, resulta evidente que la cantidad de nutrientes que ingresan al medio depende del sistema de cultivo, de su manejo y de las tasas de recambio de agua, que pueden ser diferentes aún en sistemas similares (Hopkins, 1993). Por otra parte, las descargas por unidad de biomasa varían en intervalos más restringidos, aunque en general los sistemas intensivos (camarón y jaulas de peces) producen las mayores descargas.
II.4.5 Efectos en la comunidad bentónica. Los organismos relacionados con los sedimentos blandos (sustratos comunes en esteros y franja costera) incluyen a las bacterias y los invertebrados, los cuales constituyen la mayor parte de la biomasa bentónica. Estos animales se encuentran adaptados a vivir en tres dimensiones, en un ambiente sólido y líquido. Debido a ello los patrones de sedimentación (sus características físicas, químicas y biológicas) tienen gran influencia en estas comunidades (Lenihan y Micheli, 2001).
Las comunidades bentónicas de fondos blandos juegan un importante papel ecológico, pesquerías de crustáceos y moluscos están relacionadas con estos ambientes; además estas comunidades reciclan nutrientes, disminuyen la toxicidad de algunos contaminantes y representan importantes enlaces entre los ecosistemas estuarinos y costeros. Al igual que Ambrose (1984), Lenihan y Micheli (2001) indican que los disturbios de tipo biótico o abiótico pueden perturbar estas comunidades, afectando procesos de reclutamiento, crecimiento y sobrevivencia.
Tomando como base lo anterior, la fauna que habita sobre y dentro del sedimento puede ser usada como indicador del grado de contaminación orgánica consecuencia de la actividad acuícola. Al respecto, Barg (1992) menciona que en el bentos la estructura de la comunidad puede ser modificada como consecuencia del enriquecimiento orgánico del sedimento y que en casos graves se puede presentar la desaparición de la macrofauna. No obstante, Mistri et al. (2000) indican que también se debe considerar que la macrofauna bentónica está sujeta a variaciones espaciales o temporales de la carga orgánica de manera natural.
Es un hecho que los incrementos en el contenido de materia orgánica provenientes de los efluentes de las descargas industriales, urbanas y acuícolas, enriquecen el fondo de los sistemas costeros. En primera instancia, estos depósitos pueden ser una fuente de carbono para los consumidores; aunque, en cantidades altas dan como resultado un incremento en la DBO por parte de las comunidades microbianas, con consiguientes fenómenos de hipoxia (< 2 mg O2×L-1) o de anoxia (0 mg O2×L-1). La hipoxia y la anoxia pueden causar cambios a gran escala en la comunidad, especialmente mortalidad de organismos sésiles y éxodo de los móviles (Lenihan y Micheli, 2001).
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