5.  EVALUACION DE RIESGOS E IMPACTO DE LA ACUICULTURA COSTERA EN EL MEDIO AMBIENTE

92.   En esta sección se trata de cuestiones generales de evaluación de la contaminació marina (5.1). Se presentan algunos métodos específicos de acuicultura previamente seleccionados para la evaluación de la contaminación (5.2). Finalmente, se describe el papel y funciones de la evaluación del impacto medioambiental (EIA) (5.3).

5.1  Consideraciones generales sobre evaluación de la polución marina

93.   En el marco del desarrollo de la acuicultura costera y del medio ambiente, es importante y útil formular definiciones y conceptos referentes a la evaluación y a la prevención de la contaminación marina.

Polución marina

94.   GESAMP da la siguiente definición de la contaminación marina(GESAMP, 1991b):

“Contaminación marina significa la introducción por el hombre, directa o indirectamente, en el medio marino (incluyendo estuarios) de sustancias o de energía que provocan efectos nocivos que dañan a los seres vivientes, ponen en peligro la salud humana, dificultan las actividades marinas, incluida la pesca, perjudican la utilización del agua del mar y reducen su disfrute.”

5.1.1  Calidad medioambiental

95.   GESAMP defiende además el concepto de calidad medioambiental (GESAMP, 1986; Pravdic, 1987). La calidad medioambiental (conocida también como receptora, absorbente o asimilativa) se define como una propiedad del medio ambiente, una medida de su capacidad para asumir una actividad particular o un índice de actividad, como el vertido de contaminantes, sin un excesivo impacto: es la “capacidad de un sistema o ecosistema receptor de hacer soportar determinadas concentraciones o niveles de vertido de desechos sin sufrir efectos nocivos importantes” (Cairns, 1977, 1989).

96.   Una característica importante tanto de la definición de contaminación marina como del concepto de capacidad medioambiental, es la diferenciación entre “contaminación”, que es la progresiva presencia de sustancias en el medio ambiente, como resultado de actividades humanas, pero sin efectos negativos importantes, y “polución”, que supone la presencia de efectos desfavorables. La distinción de estos términos es importante, ya que implica que el cambio medioambiental causado por actividades humanas puede ser considerado o no como de efectos negativos. La frontera entre estos dos regímenes requiere una definición de “aceptabilidad”. Sin tomar en consideración dónde se sitúa esa frontera, el concepto de cambio aceptable sigue siendo válido.

97.   El planteamiento de capacidad medioambiental funciona bien como estrategia interactiva de ordenación del medio ambiente. Otras estrategias complejas pero tradicionalmente utilizadas, basadas en objetivos de calidad medioambiental o estrategias simples pero fáciles de cumplir - como las que se basan en normas uniformes de emisión, concentraciones máximas admisibles en el efluente, las listas negras/grises/blancas o la aplicación del principio del medio más practicable de que se dispone - se consideran como meros componentes de esta estrategia acomodaticia, interactiva. En el Anexo 3 se hace una breve descripción/examen de estrategias utilizadas tradicionalmente.

98.   La evaluación de la capacidad del medio ambiente es un enfoque científico que exige inversiones técnicas y socioeconómicas como actividades paralelas, interactivas y complementarias a la hora de tomar decisiones en la planificación de un desarrollo integral, compatible con el medio ambiente. Pone de relieve la objetividad e independencia de los insumos técnicos y su influencia en decisiones que hacen relación a la viabilidad socio- económica. Pone también de relieve que la aceptabilidad del impacto medioambiental se basa en consideraciones que son mucho más que políticas. Dicha aceptabilidad puede determinarse científicamente, suponiendo que la capacidad medioambiental puede cuantificarse. El enfoque de capacidad medioambiental intenta definir la cantidad crítica y en su aplicación pretende mantener los insumos existentes por debajo de esa cantidad en la medida en que sea factible. Una vez que se determina la capacidad medioambiental de una sustancia dada, se la puede distribuir en diferentes usos y necesidades de recursos.

99.   La metodología para la evaluación de la capacidad medioambiental, específica del emplazamiento y de los contaminantes, utiliza un análisis de trayectoria crítica para contaminantes conservativos y no conservativos y para el establecimiento de objetivos, criterios y normas de calidad medioambiental. Frente al carácter inevitable de algunas fuentes de incertidumbre en situaciones reales, se utiliza un enfoque probabilista como alternativa a análisis deterministas. El enfoque propuesto es el análisis de decisión. La metodología recomendada (GESAMP, 1986) consiste en tres etapas de decisión (ver Figura 8). En la etapa de planificación, se evalúan metas socioeconómicas (prioridades y objetivos), teniendo en cuenta el uso presente y futuro de recursos. En la etapa preliminar de evaluación científica, se deduce y se cuantifica la capacidad medioambiental obteniendo como resultado el establecimiento de cantidades de vertido admisibles. Finalmente, el seguimiento permite comprobar continuamente si se ha alcanzado, se sobrepasa o está infrautilizada la capacidad medioambiental. Consecuentemente, pueden ser necesarias medidas de ajuste y/o correctoras.

100.   En este contexto, el papel de la ciencia es evaluar y predecir el cambio medioambiental provocado por el hombre. Las cuestiones y disciplinas clave desde el punto de vista científico que se requieren pueden agruparse en dos categorías:

a)   la procedencia, transporte, transformación y destino de las sustancias que se introducen en el medioambiente marino

En esta categoría, la distribución de las sustancias se hace por referencia a su origen, lo cual implica a la física, la química y la biología, especialmente la oceanografía física y química. Los lectores interesados en la situación de la técnica de modelización de la costa en relación al transporte, dispersión y destino de los contaminantes en el medio ambiente costero pueden consultar GESAMP (1991 a).

b)   los efectos de estas sustancias en los organismos, incluido el hombre, y en los recursos y posibilidades de esparcimiento existente en el medio ambiente marino

Esta segunda categoría implica traducir las exposiciones resultantes en sus efectos en organismos, hombre y diversión, lo que se hace principalmente mediante estudios sobre efectos toxicológicos y biológicos.

Parámetros

101.   Cualquier evaluación de una sustancia química potencialmente perjudicial debe tener en cuenta dos tipos de factores, el primero intrínseco a la propia sustancia, el segundo referido a las condiciones extrínsecas y a sus influencias recíprocas. Los parámetros científicos necesarios son básicamente:

Predicción de impacto

102.   En el enfoque de capacidad medioambiental, la evaluación del riesgo (Landner, 1989, 1988; Bro-Rasmussen y Christiansen, 1984) es un instrumento científico clave para predecir potenciales efectos negativos del vertido de polucionantes sobre la base de sus propiedades intrínsecas así como de la probabilidad de exposición a tales sustancias que causan daño medioambiental a los organismos. En otras palabras, la evaluación del riesgo se basa en la relación de la expectativa de concentración en el medio ambiente de una sustancia química (a la que potencialmente quedan expuestos los organismos de que se trata) y las propiedades toxicológicas de la sustancia, es decir, las concentraciones previsibles con efecto biológico negativo (Cairns et al., 1978). La predicción de la concentración medioambiental empieza con la determinación de los datos referidos a exposición, lo que remite al índice de entrada de sustancias químicas, las propiedades de la sustancia y el medio ambiente. La persistencia y la distribución de la sustancia se evalúan a partir de los datos sobre características físicoquímicas, comportamiento biogeoquímico, biodegradabilidad, bioacumulación potencial y biodisponibilidad. Los efectos biológicos se predicen sobre la base de estudios de toxicidad aguda y crónica o se calculan sobre la base de relaciones cuantitativas de actividad estructural (QSARs) (Könemann, 1981; Halfon, 1989; Boudou y Ribeyre, 1989; Lloyd, 1991a, 1991b).

Figura 8:   Metodología para la evaluación del impacto de contaminantes del medio ambiente marino (tomado de GESAMP, 1986)

103.   En resumen, el proceso de evaluación de riesgos debería ofrecer predicciones claras sobre (1) tasas e itinerarios de transporte, (2) compartimiento probable del medio ambiente (agua, sedimento y/o biota donde se acumule probablemente la sustancia/ material y (3) el efecto probable de la sustancia/material sobre un determinado sitio, organismo o serie de organismos. Sin embargo, no deben hacerse solamente predicciones de concentraciones químicas, sino también de efectos biológicos aceptables. Se deben establecer con claridad los límites a los cambios en la respuesta al estrés de una especie dada y/o una respuesta de la colectividad. Se pueden, pues, adoptar medidas reguladoras comparando la concentración medioambiental predicha (en agua, sedimentos y organismos) y la información sobre la concentración más baja allí donde se pueden esperar efectos biológicos negativos.

5.1.2  Seguimiento

104.   A través del seguimiento, los expertos pueden proporcionar a los usuarios y administradores de los recursos costeros implicados en la ordenación del medio ambiente información sobre:

a)   si la condición del medio ambiente mejora o se deteriora;

b)   si cualquier actividad prevista de ordenación, sea para desarrollo de un sector distinto de la pesca o para las mismas pesca o acuicultura, ha tenido impacto en el medio ambiente;

c)   si los operarios individuales cumplen las exigencias reguladoras.

105.   El diseño de cualquier programa de seguimiento debe estar basado en objetivos claramente definidos y en la formulación de hipótesis verificables. El seguimiento es esencial para verificar las predicciones de impacto en cualquier actividad de evaluación del riesgo. Hay que señalar también que el seguimiento, para ser provechoso y eficaz, debe ser una acción a largo plazo. Como el seguimiento puede ser muy costoso, solamente se deben recoger los datos que:

a) son necesarios para lograr los objetivos;
b) conducen a una interpretación significativa;y
c) tienen precisión y exactitud reconocidas.

106.   De otro modo, se despilfarrarían recursos técnicos y financieros y, en el caso de un seguimiento condescendiente, la producción de datos de dudosa calidad puede limitar su aceptación legal.

107.   Más específicamente, un seguimiento ecológico adecuado requiere:

a)  la medición de (i) niveles de contaminación, (ii) la amplitud de la modificación física y/o (iii) sus efectos en el medio ambiente.

b)   la medición del índice de entradas contaminantes o de la frecuencia y la dinámica de la modificación física;

c)   la medición de objetivos identificados expuestos al cambio medioambiental.

108.   Los programas de seguimiento deben incluir aspectos tanto físicoquímicos como biológicos de tal modo que donde sea posible se puedan relacionar respuestas biológicas medidas con dosis químicas específicas y/o modificación física.

109.   El éxito del seguimiento depende del cumplimiento de un programa con garantía sólida de calidad. Un programa de garantía de calidad tiene dos componentes básicos. El primero, control de calidad, incluye actividades destinadas a asegurar que las técnicas de muestreo y de análisis son adecuadas para la finalidad que se pretende. Esto constituye la base para decidir si un programa de seguimiento es adecuado para detectar de manera significativa los cambios supuestos (pronosticados). El segundo, evaluación de la calidad, proporciona una base permanente por medio de la cual se mantiene en el nivel exigido la calidad de los datos. Esto se consigue mediante el uso de procedimientos normalizados, material de referencia normalizado y comparaciones entre laboratorios.

110.   El seguimiento biológico puede proporcionar una medida del efecto directo en organismos de la mala calidad del agua y de los sedimentos, mediante la evaluación de hasta dónde se desvía de su valor normal una respuesta biológica específica. Las mediciones del nivel de efectos en organismos individuales incluyen índices reducidos de crecimiento, proclividad a la enfermedad, o mortalidad de estadios de vida sensitiva. Las mediciones de cambios estructurales del conjunto pueden considerarse realmente equivalentes a daño, sobre todo si se ha reducido el número de especies de valor comercial o de conservación. El seguimiento biológico debe acompañarse del seguimiento químico, de suerte que se pueda determinar hasta qué punto los efectos medidos pueden atribuirse a sustancias químicas específicas. Esto es verdad también a propósito del seguimiento de aquellas sustancias químicas que se pueden acumular en los tejidos de organismos, sobre todo los que se crían para el consumo humano. El objetivo principal es aquí evaluar las concentraciones halladas en el contexto de las correspondientes dosis de ingestión diaria admisible. Pero los datos deben también proporcionar información sobre el carácter nocivo de tales concentraciones para los mismos organismos. Actualmente, muchas relaciones de efecto de concentración establecidas para organismos se basan en niveles de sustancias químicas en el agua ambiente y no en las cantidades acumuladas en los tejidos.

111.   La vigilancia se diferencia del seguimiento en que no se comprueban las predicciones, sino que se inspeccionan los emplazamientos o los organismos objeto de atención para determinar si hay o no diferencias sensibles entre el emplazamiento inspeccionado y el controlado.

112.   Sin embargo, la recogida sistemática por parte de los pescadores o de los operarios de acuicultura de información de primera mano sobre sucesos claros de polución u otro deterioro medioambiental manifiesto puede resultar en algunos casos muy provechoso para diversos propósitos, tales como:

-   programas de pronta detección/alerta (por ejemplo, sobre vertidos de petróleo, floraciones de fitoplancton)

-   demarcación previa de zonas expuestas a la polución (por ejemplo, pautas de cambio de distribución/expansión de la contaminación)

-   registro permanente de cronología/historia de los acontecimientos (frecuencia, duración, estación, etc.)

113.   Tales actividades, que sería mejor denominar “observación regular” o “vigilancia permanente” del medio ambiente, pueden eventualmente apoyar programas ecológicos de vigilancia y/o seguimiento.

5.2.  Métodos selectivos de evaluación de la polución específica de la acuicultura

114.   Cuando se evalúan cambios medioambientales derivados de la acuicultura, es importante distinguir entre:

a)   salida (cantidad de desechos) y consumo (por ejemplo, de oxígeno, materias en partículas, fitoplancton) a causa de prácticas de cultivo u organismos; y

b)   efectos medioambientales resultantes.

115.   Por ejemplo, la cuantificación del total de sólidos en suspensión que puede producir el trabajo acuícola no equivale al efecto que tal producción puede tener en la ecología del lugar de emplazamiento de la piscifactoría. Por desgracia, se trata a menudo esta interacción como si las dos cuestiones fueran iguales.

116.   A continuación se describen métodos selectivos de evaluación de la polución específica de la auicultura. Se pone de relieve que están mejorando los métodos de evaluación de impacto medioambiental (ver Silvert, en prensa).

5.2.1  Estimaciones de equilibrio de masa de la producción de desechos

117.   Hasta ahora, la mayor parte de las estimaciones de producción de desechos que se han hecho públicas, se refieren a especies de peces carnívoros de aguas templadas, sobre todo salmónidos. En la Figura 9 se propone una ilustración gráfica del destino del material de desecho expulsado por una piscifactoría de cultivo intensivo. Es posible estimar las cantidades producidas de alimento no consumido, heces y excreciones a partir de datos sobre calidades y cantidades de alimentos, valores de relación de conversión de alimentos (FCR), digestibilidades y composición fecal, y formular ecuaciones de equilibrio de masa para diferentes parámetros de desechos, tales como exigencia de nitrógeno, fósforo o carbono, sólidos u oxígeno biológico (Beveridge et al., 1991).

118.   Presentamos a continuación algunas ecuaciones generales (modificadas a partir de lwama, 1991) que permiten hacer estimaciones sobre la producción de masa total de materia orgánica en partículas derivada de alimento no consumido y heces.

119.   Si no se conoce la cantidad total de alimento comido, se puede derivar a partir de las estimaciones de los valores de producción (PD) y FCR. Hopkins y Manci (1989) tratan de la significación de los valores de FCR (y el contenido de agua en alimentos y peces) para la estimación de la producción de desechos. Los valores FCR procedentes de jaulas aparecen más altos que los procedentes de estanques, lo que indica tal vez mayores pérdidas de alimento (Beveridge, 1984). Se han hecho pocos intentos para calcular directamente la proporción de alimento no comido (UW), en parte porque es difícil distinguir entre el alimento y los componentes fecales de los sólidos recogidos. Los valores estimados de UW pueden ir de un 1 a un 30% o más. Es posible calcular la producción de desechos fecales mediante estudios sobre la digestibilidad de los componentes principales de la dieta. Parece que estimaciones basadas en el peso en seco para la digestibilidad total de la dieta admiten la comparación con los valores de F, que van de un 25 a un 30%.

120.   Con lo que se conoce del contenido total de carbono, nitrógeno y fósforo en alimentos y heces, es posible calcular la producción de cada uno de estos componentes en fracciones de alimento no comido y heces, utilizando las siguientes ecuaciones generales:

UM = masa de C, N, o P procedente de alimento no capturado
UM = TF × UW × K
EM = masa de C, N, o P procedente de alimento comido
EM = (TF - TU) × K × E
TM = masa total de C, N, o P procedente de alimento no capturado y capturado
TM = UM × EM

donde:

K = porcentaje de cada componente en alimento/100
E = porcentaje de cada componente en heces/100

121.   Dado el contenido total de un componente en el pez, la cantidad de tal componente puede estimarse equivalente a la diferencia entre el contenido del componente en el alimento y lo retenido en el pez. Wallin y Hakanson (1991) proponen la siguiente ecuación para estimar la cantidad de nutriente de las piscifactorías:

L = P × (FC × C alimento - C pez)

donde:

L = cantidad de nitrógeno y fósforo (tot-N kg & tot-P/año)
P = producción de peces (peso en húmedo en kg/año)
FC = coeficiente de alimentos (peso de alimento en húmedo en kg/producción de peces en kg)
C alimento = concentración de nitrógeno y fósforo en la alimentación (% de peso en húmedo)
C peces = concentración de nitrógeno y fósforo en los peces (% de peso en húmedo)

Figura 9:   El destino de los desechos expulsados por una piscifactoría de cultivo intensivo (tomado de Gowen et al., 1990)

Figura 10:   Cantidad de fósforo y nitrógeno procedente de piscifactorías en jaulas, expresada en kilogramos por tonelada de peces producida por temporada. El coeficiente de alimento utilizado es de 1.5 y se considera que el contenido de fósforo y nitrógeno de la alimentación es de 0.9% y 7.2% del peso en húmedo respectivamente. Se considera que la desorción del sedimento es del 50% del fósforo y nitroógeno sedimentado (en partículas) (Enell y Ackefors, 1991)

122.   Ackefors y Enell (1990) presentan una descripción algo diferente y tal vez más detallada de estas relaciones:

La ecuación para la cantidad de fósforo es:

kg P = (A × C_dp) - (B × C_fp)

La ecuación para la cantidad de nitrógeno es:

kg N = (A × C_dn) - (B × C_fn)

donde:

A    = peso en húmedo de bolitas secas utilizadas al año (contenido normal de agua en las bolitas secas es de 8–10%)

B    = peso en húmedo de los peces producidos al año

C_d  = contenido en fósforo (C_dp) y nitrógeno (C_dn) de las bolitas secas, expresado en % del peso en húmedo

C_f   = contenido en fósforo (C_fp) y nitrógeno (C_fn) de los peces, expresado en % del peso en húmedo

123.   En resumen, estas ecuaciones generales de equilibrio de masa sirven para calcular de manera aproximada la producción de desechos de las piscifactorías (ver Figuras 10 y 11). Hay que hacer notar, sin embargo, que en su mayoría se basan en un cierto número de supuestos (por ejemplo, cuando se consideran las pérdidas de alimento) y son resultado de estudios de laboratorio (por ejemplo, estimaciones de digestibilidades). Es necesario considerar otros aspectos, tales como variabilidad diaria o estacional, variaciones entre especies diferentes, efectos de la temperatura, tamaño del cuerpo, salud, índices de alimentación, calidad de los componentes nutricionales, efectos sinergéticos/antagónicos de un componente dietético en la digestibilidad de otro, influencia del proceso y los constituyentes no-nutritivos en la digestibilidad. Además, influirán también en la composición de los desechos el sistema de cultivo y factores de ordenación, por ejemplo, en términos de sólidos en suspensión o fijos, y especies de nitrógeno y fósforo.

5.2.2  Modelos para el enriquecimiento orgánico del bentos

124.   La dispersión y carga de desechos de partículas orgánicas en el sedimento dependerá de la cantidad de desechos producidos, superficie de la piscifactoría, profundidad del agua, velocidad de la corriente, y depósito de las partículas de desechos. Se puede hacer un cálculo de la cantidad de desechos sobre la posible zona afectada mediante la siguiente ecuación (Gowen et al., 1989) (ver también la Figura 12):

d   = D × C_v/V(_{! o 2})

donde:

d     = distancia de dispersión (distancia horizontal recorrida por la partícula)
D    = profundidad del agua
C_v  = velocidad de la corriente
V    = velocidad de depósito de partículas de desechos (alimento no comido y heces)

Figura 11:   Equilibrio de masas para flujos de nitrógeno y fósforo en una piscifactoría (tomado de Wallin y Hakanson, 1991)

Figura 12:   Representación diagramática del desplazamiento horizontal de desechos orgánicos que muestra la relación entre profundidad del agua, velocidad de la corriente y velocidad de fijación de las partículas de desecho (tomado de Gowen et al., 1989)

125.   Es importante distinguir entre partículas de alimentos no comidos y heces, ya que las velocidades de emplazamiento de ambas son distintas. En la práctica, sin embargo, es probable que se dé un amplio espectro en tamaño y densidad de las partículas de desechos y de ahí las velocidades de depósito. Las partículas se pueden también dividir en partículas más pequeñas. En el modelo de Gowen et al., (1989), se da cuenta de variaciones en la velocidad y dirección de la corriente. Otras limitaciones se deben a la falta de consideración de diferentes aspectos tales como posible consumo por parte de los peces silvestres del alimento no comido, posible resuspensión del material sedimentado, diferencias de características del fondo, efectos de organismos bentónicos y de otros procesos microbiológicos y químicos en la materia orgánica en partículas depositada. (Holmer, 1991; Holmer y Kristensen, 1992).

5.2.3  Evaluación de los efectos en el sistema béntico

126.   Hay una variedad de métodos bentológicos para evaluar los cambios físicoquímicos y las respuestas biológicas que se derivan del enriquecimiento orgánico (ver por ejemplo Viarengo y Canesi (1991); Frid y Mercer (1989); O'Connor et al., (1989).

Tipos de fondo

127.   La aparición de efectos de enriquecimiento orgánico dependerá de las condiciones de la dinámica del fondo y del cambio de agua, lo que determina los tipos de sedimento. Hakanson et al. (1988) proponen métodos para determinar las condiciones de dinámica del fondo y sugieren la siguiente clasificación de tipos de fondo que reflejan la influencia de la acción de las olas y de las corrientes predominantes en zonas costeras:

a)   zonas de erosión (E) dominan allí donde aparentemente no se depositan materiales finos (es decir, fondos de arena, grava, arcillas solidificadas y/o rocas, los así llamados fondos por erosión);

b)   zonas de transporte (T) predominan donde periódicamente se depositan materiales finos (es decir, fondos de sedimentos mixtos, los así llamados fondos por transporte)

c)   zonas de acumulación (A) predominan donde se depositan continuamente materiales finos (es decir, fondos blandos; los así llamados fondos por acumulación).

128.   Los fondos por acumulación son con frecuencia característicos de zonas costeras abrigadas donde hay muchas piscifactorías. En los fondos A, donde la materia orgánica se deposita por períodos bastante largos, son frecuentes efectos de reducción de oxígeno, y es previsible que la fauna del fondo se vea afectada más gravemente de lo que se vería en otros tipos de sedimento. La materia orgánica vertida a los fondos T se extiende más y el efecto, aunque probablemente sea menos grave, se propaga a una zona más amplia.

Metabolismo del sedimento

129.   Los parámetros fisicoquímicos medidos en las investigaciones comprenden velocidades de la corriente, índices de sedimentación que utilizan cosas del sedimento, grosor y densidad, tamaño de las partículas sedimentadas, composición química de la fase sólida y de las aguas porosas (contenido de agua, contenido de oxígeno disuelto, contenido de componentes orgánicos e inorgánicos, solubles y en partículas, alcalinidad, potencial redox) y composición química del agua contigua al fondo (contenido de oxígeno disuelto, expulsión de nutrientes tales como amonio, nitrato, fosfato y gases como hidrógeno, sulfuro y metano).

130.   Sobre la base de los parámetros fisicoquímicos medidos, se han analizado modelos de metabolismo del sedimento, que indican procesos químicos complejos combinados con actividades microbianas aeróbicas y anaeróbicas. Se puede establecer que índices altos de deposición localizada de partículas de materia orgánica están relacionadas con sedimentos muy activos metabólicamente. Se estimula la actividad microbiana y aumenta la demanda de oxígeno en los procesos microbianos y de reoxidación de productos de mineralización hasta el punto de reducirse el oxígeno, dando como resultado una producción neta procedente del sedimento de subproductos de metabolismo anaeróbico (amoníaco, sulfuro de hidrógeno y metano). Remitimos al lector interesado en un tratamiento más amplio de los efectos derivados y de las metodologías a Holmer (1991); Holmer y Kristensen (1992); Weston y Gowen (1988); Kupka-Hansen et al. (1991); Kaspar et al., (1988); Lumb (1989).

Efectos en la fauna bentónica

131.   Se puede utilizar la fauna del fondo que vive en o cerca de los sedimentos como un indicador en estudios sobre contaminación en acuicultura, ya que el bentos es justamente estacionario.

132.   El enriquecimiento orgánico del sedimento puede alterar las estructuras colectivas de la fauna del fondo hasta el punto de que desaparezca totalmente la macrofauna. Está comúnmente aceptado que una colectividad macrobentónica sometida a una carga orgánica creciente, espacial o temporalmente, manifestará (Weston, 1990):

a)   una disminución en riqueza de especies y un aumento en el número total de individuos como resultado de las altas densidades de una especie poco oportunista;

b)   una reducción general de la biomasa, aunque puede darse un crecimiento en la biomasa que corresponde a un denso agrupamiento de oportunistas;

c)   una disminución del tamaño corporal medio de la especie o individual;

d)   una menor profundidad de aquella parte de la columna del sedimento ocupada por infauna;

e)   cambios en el predominio relativo de grupos trópicos.

133.   Se pueden utilizar diversos métodos para analizar los cambios en las estructuras de las colectividades del fondo. Por ejemplo, se puede dividir un área en zonas diferentes de polución, utilizando la biomasa y los valores de abundancia y la presencia de especies de indicadores, que muestran reacciones específicas a la polución orgánica. Se utilizan con frecuencia las llamadas curvas SAB (Weston, 1991), que acusan los cambios en el número, abundancia y biomasa de las especies, a lo largo de un gradiente de contaminación orgánica (ver Figura 13). Es común la utilización de una variedad de índices diversos (índice de Shannon-Wiener, o incluso, técnica de rarefracción de Sanders). Se pueden determinar perturbaciones en los emplazamientos individuales haciendo un plano del número de individuos según clases geométricas de abundancia, o mediante el método de comparación (ABC) de abundancia, biomasa, según el cual el predominio acumulado en términos de abundancia y biomasa se confronta con la escala logarítmica de la serie de especies.

134.   Hay que señalar que la mayoría de los métodos de evaluación de los efectos en el bentos de la polución en acuicultura tienen ventajas y limitaciones. En algunos casos, los resultados de los estudios son variables. Puede resultar difícil en algunos casos la restimación cuantitativa de los parámetros de cambios bentónicos en la colectividad. Y los cambios, cuando se dan, no son siempre atribuibles a enriquecimiento orgánico. Parece, sin embargo, que es posible la predicción de efectos ecológicos en términos cualitativos

Figura 13: Tendencias en riqueza de especies por zona (S); biomasa (B) y abundancia (A) de macrofauna con distancia de dos emplazamientos de maricultura de salmón en jaula-red. Los datos del cuadro superior proceden del Lago Spelve, Escocia y están tomados de Brown et al., (1987). Los datos del cuadro inferior proceden de Puget Sound, noroeste de Estados Unidos, y están tomados de Weston (1990). (tomado de Weston, 1991)

sobre la base de la evidencia empírica. Para referencias más amplias sobre estudios bentológicos, ver Gray et al., (1992); Lauren-Maatta et al., (1991): Holmer (1991); Weston (1991); Brown et al., (1987).

5.2.4  Modelos para hipernutrificación y eutroficación

135.   Hipernutrificación (enriquecimiento de nutrientes) y eutroficación (aumento de producción primaria) de las aguas costeras abiertas debidas a la acuicultura son poco probables, pero pueden darse en ensenadas costeras semicerradas que tienen poco intercambio de agua con aguas más abiertas.

136.   Por el momento, parece que los intentos para modelizar la hipernutrificación y la eutroficación son mucho menos logrados en aguas costeras que en aguas continentales. Pueden aplicarse los mismos principios básicos de relacionar la concentración de nutrientes con el crecimiento del fitoplancton, así como con una dilución o término de la corriente de masas de agua. Sin embargo, las dificultades para modelizar respuestas del ecosistema costero al enriquecimiento de nutrientes están relacionadas generalmente con la influencia de la estratificación de la salinidad y la mezcla de las mareas, especialmente en ensenadas y estuarios. Resulta también difícil a menudo definir los límites de la zona afectada. Se ha subrayado que, como consecuencia de las complejas relaciones entre procesos biológicos, químicos y físicos, estos modelos son específicos de la zona y por ello queda limitada la ampliación de su uso. A pesar de la serie de limitaciones y de suposiciones que se hacen, se pueden utilizar dichos modelos para proporcionar argumentos “mejores” y “peores”.

Hipernutrificación

137.   La amplitud de la hipernutrificación depende del tamaño de la piscifactoría y de la hidrografía de la masa de agua donde dicha piscifactoría está situada. De esta manera, el volumen de la masa de agua, su índice de intercambio con el mar contiguo, el comienzo y la duración de la estratificación vertical y el alcance de la advección horizontal, todo tiene importancia en el nivel de hipernutrificación.

138.   Damos a continuación un ejemplo para una evaluación aproximativa. Suponiendo una completa dispersión de desechós de nitrógeno a través de una masa de agua semiencerrada, Gowen et al. (1989) presentaron la siguiente propuesta para calcular el aumento de equilibrio de las concentraciones de nitrógeno soluble:

E_c = N × F/V

donde:

E_c   = aumento de equilibrio en la concentración (nivel de hipernutrificación)
N    = salida diaria de desechos solubles nitrogenados
F     = Tiempo de flujo de la masa de agua en días
V    = Volumen de la masa de agua

Se utilizaron dos métodos para calcular el tiempo de flujo F o índice de dilución, donde D = 1/F:

a)   Método de intercambio de mareas:

D    = (V_h - V_l)/T × V_h

donde (V_h - V_l) es el volumen intercambiado en cada marea, y:

V_h   = volumen alto de agua de la masa de agua
V_l    = volumen bajo de agua de la masa de agua
T     = período de mareas, en días

139.   Este método supone que el volumen medio de la masa de agua es mayor que el volumen de marea, el cual a su vez es mayor que el volumen del caudal del río por marea. El método supone también que hay una mezcla total y que el agua que sale de la cuenca cuando baja la marea no vuelve cuando la marea sube, lo que significa que deja de considerarlo como intercambio incompleto.

b)   Método de salinidad y caudal del río:

D  = R × S₀/V (S₀ -S)

donde:

R    = índice del caudal del río
So   = salinidad media del flujo de agua de mar en la masa de agua
S    = salinidad media de la salida
V    = volumen de la masa de agua

140.   Este método supone una situación constante, es decir, flujo uniforme del río. Mediciones directas del amonio en la masa de agua (en este caso un lago escocés) así como en la vecindad inmediata de la piscifactoría, mostraron sin embargo, una distribución espacial del amonio que indicaba solamente una hipernutrificación muy localizada junto a la piscifactoría.

Eutroficación

141.   En la actualidad es imposible predecir la eutroficación derivada de la hipernutrificación causada por piscifactorías. Las consecuencias de la hipernutrificación en términos de aumento de la producción primaria y población permanente de fitoplancton son complejas y las respectivas relaciones son todavía mal conocidas. El aumento de producción primaria se da sin un aumento de población permanente, si se elimina rápidamente la biomasa adicional, por ejemplo, mediante el pasto. Es probable, por tanto, que las mediciones directas de la producción primaria sean más informativas que simples cálculos de la biomasa de algas. Sin embargo, el fitoplancton no consume necesariamente nitrógeno adicional. A pesar de niveles más altos de hipernutrificación, se puede limitar el crecimiento del fitoplancton mediante otros factores, tales como disponibilidad de luz en aguas turbias o profundas mezcladas verticalmente. Condiciones hidrográficas, tales como tiempo de afluencia de la masa de agua, pueden limitar la acumulación de biomasa de fitoplancton, es decir, si se retiran las células de algas de la fuente de nitrógeno antes de que se dé un crecimiento significativo. Para un tratamiento más amplio de la valoración y predicción de la posible hipernutrificación y eutroficación relacionada con la acuicultura costera, remitimos al lector a Gowen y Bradbury (1987); Gowen et al. (1989); Gowen et al. (1990); Gowen y Ezzi (1992); Wallin y Hakanson (1991); Hakanson y Wallin (1991); Aure Stigebrandt (1990); Enell y Ackefors (1991); Turrel y Munro (1989).

5.2.5  Reducción del oxígeno

142.   La posibilidad de reducción de oxígeno en gran escala dependerá evidentemente del tamaño e intensidad de la actividad acuícola (es decir, la exigencia de oxígeno por parte de las existencias cultivadas y los desechos vertidos) y la topografía/hidrografía de la masa de agua. Se puede conseguir una evaluación aproximativa de la capacidad de mantenimiento de la masa de la masa de agua (es decir, el umbral en el que la producción se ve limitada por un medio no-trópico, ver Rosenthal et al. 1988), comparando el oxígeno que exigen lo sembrado con la reserva de oxígeno disponible y el índice de suministro. Sin embargo, los modelos para predecir los efectos de la actividades acuícolas en el presupuesto de oxígeno de una masa de agua se están todavía desarrollando (ver por ejemplo Aure y Stigebrandt, 1990).

5.2.6  Capacidad de carga

143.   Las actividades acuícolas en la costa, como el cultivo de algas y bivalvos actúan recíprocamente con los sistemas alimentarios costeros puesto que dependen de recursos alimenticios disponibles de manera natural. La capacidad de carga de una determinada zona se refiere en ecología a la máxima producción posible que una especie o población puede mantener en relación a los recursos de alimentos disponibles (naturalmente) en la zona (Rosenthal et al., 1988). Por lo tanto, la producción posible de, por ejemplo, bivalvos en una masa de agua costera está determinada por la capacidad de carga de esa masa de agua. Una siembra excesiva provocaría una reducción de la producción, toda vez que se supera la capacidad de carga. Se puede evaluar la capacidad de carga evaluando los registros históricos del cultivo de bivalvos (ver Figura 14), midiendo la disponibilidad de biomasa de fitoplancton o emprendiendo estudios más detallados, por ejemplo, de flujos de carbono y nitrógeno en una unidad de cultivo de bivalvos en relación con el tejido alimenticio (ver, por ejemplo, Rodhouse et al., 1985). Héral (1991) ha estudiado métodos para calcular la capacidad de carga de zonas utilizadas para factorías de ostras y mejillones.

5.2.7  Observación visual y teledetección de la contaminación y la degradación

144.   Hay diferentes posibilidades para detectar directa o indirectamente y valorar por zonas el alcance de la contaminación y la degradación por medio de la observación visual y la percepción remota.

145.   La observación directa de los sedimentos en la proximidad de las piscifactorías por buceadores dará las primeras indicaciones, por ejemplo, sobre el grado de encenagamiento, sobre los riesgos o el daño para la flora bentónica, la falta de fauna típica, la caída de conchas, sobre el color, espesor y consistencia de los sedimentos. Por ejemplo, se ha encontrado a menudo en las piscifactorías un pallete blanco sobre la superficie del sedimento, formado por la oxidación de sulfuro de la bacteria Beggiatoa. Simples mediciones con discos de “Secchi” desde embarcaciones pueden revelar el grado y alcance del crecimiento de la turbiedad de la columna de agua alrededor de las piscifactorías.

146.   A escala mayor, la fotografía aérea y la filmación en vídeo pueden resultar útiles para registrar el alcance de la contaminación y degradación del agua de la superficie del terreno. Técnicas de teledetección más sofisticadas, entre las que se incluyen la fotografía por infrarrojos o de espectro múltiple, la exploración de espectro múltiple y la radiometría, pueden, en determinadas circunstancias, proporcionar información sobre el aspecto de los vertidos en la corriente, patrones de sedimentación, concentraciones de fitoplancton y cambios en la utilización del terreno costero, todo lo cual se puede relacionar con la expansión e intensificación de la acuicultura costera a gran escala (Meaden y Kapetsky, 1991; Butler et al., 1988; Kapetsky et al., 1987; FAO, 1989a, 1985b).

Figura 14:  Capacidad biótica de la cuenca de Marennes-Oléron, Francia. (Desarrollo de producción de ostras (P) como función de biomasa cultivada (B) de Crassostrea gigas (▲) y C.angulata (■). Los circulitos (•) indican los datos P/B estimados para C.gigas como equivalentes a los datos de C. angulata) (Tomado de Bailly, 1989, basado en Héral et al., 1986)

147.   Los cambios medioambientales a gran escala, espaciales y temporales, en las zonas costeras se pueden evaluar utilizando sistemas de información geográfica (SIG). Un SIG es un enfoque informatizado para almacenar, manejar, analizar y presentar datos referentes al espacio (información georeferenciada), es decir, datos que se pueden atribuir a la localización. SIG se ha revelado útil (ver las citas anteriores) inter alia: en la evaluación de impactos en los recursos acuáticos y en el medio ambiente del desarrollo de proyectos que suponen utilización de tierra y agua, en la elección del emplazamiento de la acuicultura en relación a variables ecológicas y socioeconómicas, en la asignación de espacio y de recursos a tipos de uso contrapuestos, en la planificación del desarrollo acuícola y en el seguimiento del impacto ambiental.

5.2.8  Vigilancia y seguimiento en el medio ambiente de la acuicultura costera

148.   La mayoría de las actividades acuícolas costeras no tienen o tienen efectos poco significativos en el medio ambiente. Es además previsible, en la mayoría de los casos, que la capacidad medioambiental de las masas de agua costeras esté lejos de agotarse a causa de la cantidad de desechos recibidos de las actividades acuícolas. Por el momento, pueden darse impactos graves en el medio ambiente acuático sólo en circunstancias especiales, como, la combinación de malas condiciones hidrográficas y una inusual acumulación de piscifactorías o actividades muy intensivas. Estas consideraciones son importantes para decidir si establecer o no programas de presentación de informes, vigilancia o seguimiento específicos para la acuicultura.

149.   No obstante, las actividades acuícolas costeras actuales o futuras se beneficiarán sin duda de programas de seguimiento de la polución de las aguas que evalúen los cambios medioambientales en las zonas costeras y, si es posible, en las cuencas de los ríos. Los programas de seguimiento específico de la acuicultura deberían, en la medida de lo posible, integrarse en las actividades existentes de evaluación de la polución de las aguas costeras. Además, los datos procedentes del seguimiento específico de la acuicultura pueden también servir de ayuda para mejorar la actividad agrícola, la cual, en sí misma, puede ser un medio de reducir posibles efectos ecológicos sin bajar la producción.

150.   En la sección 5.1.2 se han subrayado principios generales y exigencias para el seguimiento y la vigilancia. Teniendo en cuenta la variedad de actividades acuícolas costeras y la diversidad de posibles efectos ecológicos que ello implica, es crucial en cualquier actividad de seguimiento específico de la acuicultura que estén bien definidos sus objetivos y propósitos. La recogida de datos para el seguimiento pueden llevar a programas amplios y costosos. Es esencial que se planifique cuidadosamente el seguimiento y que las técnicas que se adopten sean sólidas estadísticamente. Por eso, antes de poner en marcha una actividad de seguimiento, es necesaria una evaluación de las líneas básicas, para establecer claramente:

-   los parámetros clave correctos que se deben alcanzar o seguir;
-   la duración y la zona que se ha de abarcar;
-   los posibles logros y limitaciones del enfoque escogido;
-   las técnicas y equipamientos requeridos;
-   los costos que eso conlleva; y
-   la fuente de financiación de la actividad de seguimiento.

151.   Para que el seguimiento sea un medio eficaz de señalar que el cambio ecológico no supera un determinado nivel, es necesario identificar y, en la medida de lo posible, cuantificar el cambio en un parámetro particular. Hay, sin embargo, en la actualidad un amplio debate respecto a qué parámetros clave deben seguirse para evaluar un efecto dado (Gowen et al., 1990).

152.   La acertada elección de parámetros vendrá determinada por las circunstancias existentes, por ejemplo, tipo de actividad acuícola costera, nivel de producción y condiciones físicas y ecológicas predominantes en la zona. En el Anexo 4 se da una rápida visión general de parámetros y características para los cuales se pueden recoger datos.

153.   Es importante situar los oportunos puestos de control. Hay que relacionar la frecuencia y tiempo del muestreo con la naturaleza de los parámetros sobre los que se hace el seguimiento y se deberán también tener en cuenta los efectos de las variaciones naturales y el carácter estacional en un determinado parámetro. Se ha puesto de relieve la estandardización de la metodología y la descripción de los parámetros (en términos de unidades, dimensiones, relaciones, proporción, índices, etc.).

5.3  Papel y funciones de la Evaluación de Impacto Ambiental (EIA)

154.   Se expondrá brevemente la evaluación de impacto ambiental (EIA) en el sentido de que a veces es vista como una herramienta de ordenación, o un mecanismo regulador o un instrumento político. No hay una EIA “estándar” o “ideal”. La EIA es algo controvertible y está siendo estudiado y ensayado justamente en términos de finalidad, objetivos y procedimientos. Hay muchas definiciones y concepciones de la EIA, incluso terminologías diferentes (Jernelov y Marinov, 1990). Los medios de realización práctica de la EIA y las características de incorporación de la EIA al marco institucional de países o de organizaciones internacionales son muy diferentes (ERL, 1990). Esta diversidad de la EIA es una característica positiva, que refleja circunstancias y exigencias diferentes allí donde se ha de poner en práctica la EIA.

5.3.1  Objectivos de la EIA

155.   Según UNEP (1988), la EIA es un instrumento de ordenación, como el análisis económico y los estudios de viabilidad técnica. EIA (1) pronostica las posibles repercusiones ambientales de los proyectos, (2) halla vías para reducir impactos inaceptables y da forma al proyecto del modo que conviene al medio ambiente local, y (3) presenta esos pronósticos y opciones a los que deben tomar las decisiones. Bisset (1989) señala los siguientes objetivos de EIA:

a)   identificar impactos ambientales beneficiosos y adversos;

b)   sugerir acciones mitigadoras capaces de reducir o prevenir impactos adversos;

c)   sugerir medidas que acrecienten los impactos beneficiosos;

d)   identificar y describir los restantes impactos adversos que no se han podido mitigar;

e)   identificar estrategias adecuadas de seguimiento para “seguir la pista” de los impactos y proporcionar un sistema de alerta;

f)   incorporar información medioambiental al proceso de toma de decisiones referentes a proyectos de desarrollo; y

g)   ayudar a la selección de la alternativa “óptima” (si los emplazamientos alternativos o los planos del proyecto se han investigado en un estudio EIA).

156.   Aspectos de la “moderna” EIA incluyen entender la EIA como un enfoque positivo, orientado a la mejora y como un proceso iterativo (y no como un estudio singular), en el que se incluyen consultas y participación pública y se abarcan las cuestiones socioeconómicas y socioculturales (Driver y Bisset, 1989). En el Anexo 5 se propone una visión general de parámetros socioeconómicos que se deberían tener en cuenta en el desarrollo de la acuicultura costera. Molnar y Duncan (1989) han estudiado aspectos de seguimiento y evaluación social en proyectos acuícolas.

5.3.2  La serie de EIA

157.   En general, el proceso de EIA se compondría de tres partes fundamentales: valoración medioambiental, seguimiento y evaluación. La valoración medioambiental estaría constituida por cuatro etapas clave: protección, evaluación preliminar, alcance y evaluación detallada (ver también la Figura 15).

158.   En una primera etapa, se seleccionan los proyectos de acuerdo a criterios previamente determinados para decidir si es necesaria o no mayor valoración. Los criterios sobre un posible impacto medioambiental importante deben incluir tipo y tamaño de los proyectos, sensibilidad medioambiental de las zonas, o una combinación de ambos. Pueden también seguirse enfoques más flexibles caso por caso.

159.   La etapa preliminar de evaluación se aplica a proyectos que exigirían una valoración medioambiental adicional. Aquí, el proyecto propuesto se valoraría en términos de: impacto ambiental probable basado en una predicción inicial de impacto, finalidad, necesidad social, exigencias tecnológicas y costos, situación, nivel de utilización de recursos, personas y comunidades potencialmente afectadas, alternativas (con inclusión de mejora tecnológica y adaptación del proyecto), y posibles medidas mitigadoras. Esta etapa identifica proyectos con implicaciones medioambientales limitadas que pueden ser superadas fácilmente. Una vez que se han identificado e incorporado al diseño del proyecto las medidas adecuadas de adaptación y de mitigación, no se exigiría una evaluación adicional.

160.   La consideración del alcance se aplica a proyectos que tendrán probablemente serias consecuencias medioambientales y necesitarán estudio y evaluación. Aquí, el alcance de un EIA detallada se determina en términos de cuestiones objetivas y más importantes, metodología adecuada, exigencia de datos, límites geográficos, horizonte temporal de análisis, costos ocasionados, conocimientos técnicos exigidos, grupos afectados, instituciones, organismos y posibles alternativas.

161.   La evaluación detallada de los proyectos propuestos puede exigir estudios básicos sobre la situación actual y pasada del medio ambiente. En este caso, los métodos de evaluación y predicción se utilizan para identificar impactos y para predecir su magnitud. Se puede desarrollar un programa de seguimiento y formular medidas de mejora/mitigación.

162.   El seguimiento advierte oportunamente que se dan efectos negativos (pronosticados o no). El seguimiento puede ser útil para generar continuamente insumos de la EIA para la ordenación (por ejemplo, correcciones a mitad de camino, eficacia de y conformidad con las medidas de mitigación recomendadas, y mejora de los pronósticos). Todos los proyectos que pueden causar efectos medioambientales negativos importantes deberían incluir un componente de seguimiento. En los casos en que la valoración medioambiental haya confirmado que los efectos no son importantes y que se han puesto en práctica las etapas adecuadas para reducir al mínimo los efectos identificados, el seguimiento puede consistir en revisiones periódicas de las zonas principales de interés.

163.   Mediante la evaluación de los proyectos completados, se examinan la exactitud de las predicciones y la pertinencia de las recomendaciones en comparación con la experiencia actual. La evaluación puede ayudar a identificar efectos adicionales importantes que justifiquen acciones correctoras. Los resultados de la evaluación pueden ser útiles para perfeccionar predicciones de impacto para proyectos futuros del mismo tipo y magnitud.

164.   La Figura 16 y el Cuadro 14 muestran cuándo y cómo una EIA puede contribuir a varias fases del ciclo del proyecto. En orden a mostrar la variedad de enfoques y terminología, en el Anexo 6 se proponen ejemplos de otras series de EIA.

5.3.3  Metodologías en la EIA

165.   Existen más de 100 técnicas y formatos para llevar a cabo EIAs que incluyen listas de control, evaluación medioambiental, matrices, redes, índices medioambientales, análisis costo-beneficio, análisis por estratos, talleres de diseño de simulación, que son revisados en otra parte (ESCAP, 1985; Shopley y Fuggle, 1984; Carpenter y Maragos, 1989). A menudo, los recursos exigidos para llevar a cabo una EIA incluyen: (1) establecimiento de un equipo multidisciplinar cualificado y medios de análisis, (2) acceso a las técnicas de EIA, (3) apoyo financiero e institucional, y (4) seguimiento y facultades para aplicar las normas.

5.3.4  Problemas y limitaciones en la EIA

166.   En muchos países, bases de datos inadecuadas y falta de personal especializado son probablemente dificultades importantes. La ejecución de la EIA se enfrenta en muchos países a problemas debidos a:

-   escasa disponibilidad y fiabilidad de los datos;

-   formación/educación insuficiente en las metodologías de EIA y en el establecimiento de estructuras legales y reguladoras apropiadas y de convenios institucionales;

-   olvido de impactos beneficiosos en informes de EIA;

-   No considerar emplazamientos, tecnologías, diseños y estrategias alternativos;

-   insuficiente compromiso y participación de todos los interesados y de las partes concernidas;

-   falta de insistencia en la necesidad de eficacia en función del coste de la EIA

-   retraso en la ejecución y falta de seguimiento y evaluación complementaria;

-   recomendaciones inapropiadas, por ejemplo, medidas de mitigación/adaptación que no son accesibles o factibles en términos de exigencias de mantenimiento o de costes de realización;

-   presentación deficiente de los resultados de la EIA.

167.   También, el conocimiento científico de las relaciones ecológicas de causa-efecto y la modelización de ecosistemas está aún en fase de desarrollo, lo cual limita la capacidad de predecir cuantitativamente todos los cambios medioambientales. De forma semejante, se necesita también mejorar las técnicas de evaluación económica de impactos ambientales, aunque se han hecho grandes progresos en la identificación y la inclusión de los llamados factores exteriores y futuros (ver por ejemplo Dixon, 1989; Bergstrom, 1991; Dixon et al., 1986; Hufschmidt et al., 1983; Dixon y Hufschmidt, 1986; Klaassen y Opschoor, 1991; Pierce, 1988).

Figura 15:   EI proceso de EIA (tomado de Driver y Bisset, 1989)

Figura 16:   EIA y el ciclo del proyecto (tomado de Driver y Bisset, 1989)

5.3.5  Alternativas a la EIA

168.   Aunque la ejecución de la EIA y su integración en estructuras reguladoras e institucionales contribuya probablemente al proceso de desarrollo sostenible, deberían también explorar y poner de relieve alternativas a la EIA, que convinieran más a las bases de datos en los países concernidos y a sus niveles de personal y de otros recursos. En este contexto, son de especial importancia los procedimientos y reglas de planificación física para la zonificación y el uso de la tierra.

169.   Por ejemplo, la planificación de las tierras puede intervenir en el funcionamiento de mercados cuando la existencia de factores externos o de bien público provoca salidas al mercado que son desfavorables para un uso sostenible de los recursos. Desde el punto de vista de los instrumentos legales, esto supone, inter alia, la solución de demandas competitivas por el terreno en relación a las metas de desarrollo, criterios y prioridades prefijados (FAO/Países Bajos, 1991b).

170.   Generalmente, se da una tendencia creciente a combinar enfoques y metodologías para resolver cuestiones de desarrollo medioambiental y socioeconómico, lo cual se refleja, por ejemplo, en las actuales orientaciones para la planificación de la utilización de la tierra, la planificación del desarrollo de las zonas rurales y la planificación del desarrollo económicoambiental (FAO, 1989b, 1991b; Bendavid-Val, 1990; ADB, 1991a, 1991b, 1988). El Programa de las Naciones Unidas para el Desarrollo editó también recientemente un manual y orientaciones para la ordenación y el desarrollo sostenible del medio ambiente (PNUD, 1991).