INVESTIGACIÓN CIENTÍFICA PARA ENFRENTAR … · uno de los principales sumide-ros de carbono para...

REVISTA SEMESTRAL DE LA ESCUELA DE CIENCIAS AMBIENTALESJUNIO 2014 • ISSN: 1409-2158

INVESTIGACIÓN CIENTÍFICA PARA ENFRENTAR PROBLEMAS AMBIENTALES

Junio 2014 - N.º 47 - ISSN 1409-2158Ciencias Ambientales, revista semestral de la Escuela de Ciencias

Ambientales de la Universidad Nacional, fue creada en 1980. Su

objetivo es estimular y difundir la investigación y la discusión

científica en el campo de lo ambiental. Publica resultados de in-

vestigación referentes a situaciones ambientales y, de manera

secundaria, ensayos teóricamente consistentes con algún enfoque

científico, atinentes a problemas de ese mismo ámbito temático. Se

dirige principalmente a académicos, estudiantes de nivel superior

y funcionarios e integrantes de organizaciones gubernamentales y

no gubernamentales con competencias en lo ambiental.

Revista semestral de laEscuela de Ciencias Ambientales, Universidad NacionalTeléfono: (506) 2277-3688Fax: (506) [email protected] postal: 86-3000Heredia, Costa Rica www.ambientico.una.ac.cr

Consejo editor Gerardo Budowski, Universidad para la PazEnrique Lahmann, UICNEnrique Leff, Universidad Autónoma de MéxicoSergio Molina, Universidad NacionalOlman Segura, Ministerio de TrabajoRodrigo Zeledón, Universidad de Costa Rica

Director y editor Eduardo Mora, Universidad Nacional

Asistencia Rebeca Bolaños

Foto de portada Daniela Linares. Científicos investigando en el cam-po. Cascajal de Coronado, Costa Rica.

Ambientales/ Escuela de Ciencias Ambientales.—N.º 47 (2014) – Heredia, C.R.

Semestral

1. Ecología Publicaciones periódicas. I. Universidad Nacional. Escuela de Ciencias Ambientales.

634.9C569C

INVESTIGACIÓN CIENTÍFICA PARA ENFRENTAR PROBLEMAS AMBIENTALES

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Revista Semestral de la Escuela de Ciencias Ambientales3

ContenidoEditorial

Investigación científica para enfrentar problemas ambientales

Marilyn RojasCarbono almacenado en plantaciones

forestales de Pinus caribaea, Cupressus lusitanica y Eucalyptus deglupta en el Proyecto

Hidroeléctrico Cachí

William Fonseca, Jorge Herrera y Federico AliceDesafíos nacionales en materia de métricas

de cara a la meta costarricense de alcanzar la carbono-neutralidad en el 2021

José P. Jiménez, Olger Leván y María I. CamachoBalance de nitrógeno en una finca productora de

leche caprina en el cantón de Barva, Costa Rica

Carlos E. Calleja y Enrique RamírezInterpretación del contenido de mercurio en muestras nacionales de pez vela (Istiophorus

platypterus) y marlín (Makaira spp. o Tetrapturus spp.) a partir de parámetros

toxicológicos internacionales

Normas mínimas para la presentación de artículos a la revista Ciencias Ambientales con

vistas a su publicación

Sistema de arbitraje de la revista Ciencias Ambientales

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44

60

64

3

Investigación científica para enfrentar problemas ambientales

EDITORIAL

Los estudiosos de unos u otros aspectos

de la problemática ambiental parecen

dividirse en pesimistas y optimistas.

Entre los primeros, abundan los formados en

las ciencias sociales y los formados en cien-

cias naturales que no se han involucrado en

procesos de innovación tecnológica destinados

a enfrentar los problemas ambientales. Entre

los segundos, los optimistas, están primordial-

mente los formados en saberes científico-inge-

nieriles y, asimismo, los formados en ciencias

puras que, por imperativos de su trabajo, están

involucrados en procesos de innovación tecnoló-

gica –o aplicación de tecnologías– tendientes a

enfrentar problemas ambientales.

Los pesimistas consideran que el calenta-

miento global dará al traste con nuestra exis-

tencia si no se detiene ya la emisión de gases de

efecto invernadero. Y, como el conjunto de es-

tos sigue en aumento, mayoritariamente creen

que la tragedia es inevitable. Esta previsión

se refuerza con la tesis de que las fuentes de

energía de la era industrial siempre serán, por

unas u otras vías, nefastas para la naturaleza

y deben abandonarse. Pero como esto topa con

el inconveniente de que las fuentes alternati-

vas siguen siendo muy caras, y poderosos in-

tereses económicos impiden su desarrollo, una

sobrevivencia humana en condiciones decentes

es imposible. Por añadidura, la crisis de los eco-

sistemas es creciente y los recursos naturales

son cada día más escasos, entre ellos el agua

potable y el suelo, por lo que las hambrunas y

las calamidades sanitarias son inevitables.

Los optimistas, en cambio, consideran que

el calentamiento global perjudica a unas regio-

nes pero a otras las beneficia, y que tanto la

agricultura como las poblaciones humanas pue-

den adaptarse, para evitar cualquier final fatal.

Este punto de vista lo apuntalan con el enun-

ciado de que todas las tecnologías de aprovecha-

miento de fuentes energéticas contaminantes

Ciencias Ambientales 47: 3-4, ISSN: 1409-2158 / 2014.


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Editorial4

Junio 2014. Número 47

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Carbono almacenado en plantaciones forestales de Pinus caribaea, Cupressus lusitanica y Eucalyptus deglupta en el Proyecto Hidroeléctrico Cachí

La autora es ingeniera forestal e investigadora en la Universidad Nacional ([email protected]).

Introducción

El cambio climático es una serie de al-teraciones al planeta que se manifies-ta principalmente por el aumento en

la temperatura, cambios en los patrones de lluvia y el incremento en los niveles del mar (Ciesla, 1996; Ruiz, 2007). Este fenómeno se da como consecuencia del aumento en la concentración atmosférica de los gases de efecto invernadero (GEI) generados por la sociedad humana.

En este contexto las plantaciones fo-restales representan una de las principales alternativas para mitigar el cambio climáti-co, ya que pueden remover las partículas de CO2 del ambiente a través del proceso de la fotosíntesis y de almacenar el carbono en la biomasa y en el suelo (Prebble, 1998; Bash-kin y Binkley, 1998; Ortiz y Kanninen, 2000; Montero y Kanninen, 2006). Estos ecosiste-mas a su vez proveen grandes beneficios a la sociedad, como la producción de bienes (ma-dera) (Montagnini, Kannienen, Montero y Alice, 2011) y de servicios ambientales como

se vienen desarrollando muy velozmente, lo

cual hace que cada día tal aprovechamiento sea

menos nocivo para el ambiente; y los avances

con el hidrógeno, con la radiación solar y con

otras fuentes –que, por cierto, convienen eco-

nómicamente a grandes capitales– permiten

vislumbrar un futuro pletórico de energía para

uso masivo. Simultáneamente, según ellos, fun-

damentado en el avance científico, hay hoy un

desarrollo muy rápido de prácticas productivas

amigables con el ambiente, además de que la

ingeniería genética cada día provee más “fór-

mulas” para aumentar tanto los rendimientos

de cultivos como la riqueza alimenticia de sus

frutos, aparte de que encuentra soluciones a

problemas de salud humana.

¿Cuáles son los que tienen razón? Eso de-

pende de la posición del observador. Pero, entre

unos y otros, hay una extensa y compleja red

de variadísimas posiciones sostenidas por cen-

tenas de miles de estudiosos ambientalistas. La

tensión –que incluso se expresa en animadver-

sión– entre pesimistas ecológicos y optimistas

ecológicos reanima la pasión con que hacen cien-

cia esos cientos de miles.

Esta edición de Ciencias Ambientales publi-

ca cuatro artículos que, si bien no explicitan op-

timismo alguno, sí se revelan mayoritariamente

afiliados a la búsqueda de soluciones tecnológicas

a la problemática ambiental. Reconocen esta, sin

la típica y justificada amargura de los pesimistas,

para intentar superarla.

ResumenLas plantaciones fores-

tales son reconocidas como uno de los principales sumide-ros de carbono para mitigar el cambio climático. Sin embargo, muchas especies cuentan con insuficiente información para establecer métricas sobre acu-mulación de biomasa y carbono, debido, principalmente, al gra-do de dificultad y al alto costo que significa la cuantificación a través de mediciones directas o muestreo destructivo. En este estudio se evaluó el carbono almacenado en plantaciones forestales aledañas al embalse de la represa del Proyecto Hi-droeléctrico Cachí, propiedad del Instituto Costarricense de Electricidad. Se evaluaron 25 unidades de muestreo dis-tribuidas en plantaciones de 3 especies y se extrajeron 30 árboles de Pinus caribaea, 14 de Cupressus lusitanica y 15 de Eucalyptus deglupta. La biomasa se cuantificó por el

AbstractForest plantations are

considered the main carbon sinks thought to reduce the impact of climate change. Regarding many species, however, there is a lack of information in order to es-tablish metrics on accumula-tion of biomass and carbon, principally due to the level of difficulty and the cost of quantification through direct measurement and destructive sampling. In this research, it was evaluated carbon stocks of forest plantations near the dam of Hydroelectric Project Cachí, which belongs to Insti-tuto Costarricense de Electri-cidad. 25 unit samples were evaluated along some planta-tions that contain 3 different species. 30 Pinus caribacea trees, 14 Cupressus lusitanica and 15 Eucalyptus deglupta were extracted. The biomass was quantified by means of the destructive method. First

Ciencias Ambientales 47: 5-15, ISSN: 1409-2158 / 2014[Fecha de recepción: febrero 2014. Fecha de aprobación: agosto 2014.]

Marilyn Rojas


Carbono almacenado en plantaciones forestales de Pinus caribaea, Cupressus lusitanica y Eucalytus deglupta en el proyecto hidroeléctrico Cachí

7

Ciencias Ambientales 47: 5-15, ISSN: 1409-2158 / 2014

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amplio para realizar estimaciones precisas sobre la acumulación de carbono en sistemas forestales.

Costa Rica en la actualidad posee compromi-sos en materia ambiental y en adaptación al cam-bio climático, el 29 de diciembre de 2006 decreta la iniciativa denominada “Paz con la Naturale-za”, que contempla el cambio climático como una de las áreas prioritarias de acción. En el 2007 se elaboró la Estrategia Nacional de Cambio Climáti-co que estableció una “economía carbono neutral” para el 2021 (MINAE, 2009). Además, Costa Rica se ha sumado a la estrategia REDD+ (Reduccio-nes de Degradación, Deforestación, Conservación, Manejo Sostenible del Bosque y Aumento en los Reservorios de Carbono del Bosque) que preten-de reducir las emisiones en países en desarrollo, por medio de cinco actividades: reducción de emi-siones por deforestación evitada, reducción de las emisiones procedentes de la degradación forestal, conservación de las existencias de carbono en bosques, gestión sostenible de los bosques y au-mento de las reservas forestales de carbono (FONAFIFO, 2010).

Conocer la capacidad de fi-jación de carbono en ecosistemas forestales es de gran relevancia para determinar el balance na-cional de gases de efecto inver-nadero y construir indicadores nacionales, así como el levanta-miento de líneas base para futu-ros proyectos negociables en el mercado de carbono (Eamus, Mc-Guinness y Burrows, 2000; Mal-hi y Grace, 2000; Schlegel, 2001).

Los objetivos de este es-tudio fueron cuantificar la bio-masa y el carbono aéreo (hojas, ramas y fuste) y radical en plan-taciones forestales de Pinus caribaea, Cupressus lusitanica

y Eucalyptus deglupta, así como determinar la fracción de carbono para los diferentes compo-nentes del árbol en las especies Pinus caribaea, Cupressus lusitanica y Eucalyptus deglupta.

Materiales y métodos

Área de estudioSe encuentra conformada por las plantacio-

nes forestales aledañas al embalse de la represa del Proyecto Hidroeléctrico Cachí, ubicada en la provincia de Cartago, en el cantón de Paraíso, distrito Cachí. La reforestación se estableció en bloques de forma irregular separados entre sí por distancias no uniformes, para un total de 53,81 ha; 46,83 ha plantadas con P. caribaea, 1,76 ha con C. lusitanica y 5,23 ha con E. deglupta en combinación con otras especies (figura 1).

M. Rojas. Plantación de pino, Costa Rica.

método destructivo, pesando por separado, en el campo, cada componente del árbol, luego se extrajo una muestra para determinar materia seca y la fracción de carbono. Se analizaron 110 muestras de biomasa en el laboratorio, de todos los componentes (hojas, ramas, fuste y raíz) de las 3 especies. La fracción de carbo-no varió entre 47,5% y 48,0% para P. caribaea, de 32,6% a 52,7% en C. lusitanica y de 36,4% a 50,3% en E. deglup-ta. El carbono almacenado fue 230, 123, y 69 Mg ha-1 en plan-taciones de P. caribaea, C. lu-sitanica y E. deglupta, respec-tivamente. Aproximadamente el 75% del carbono almacena-do se encontró en el fuste.

Palabras clave: planta-ción forestal, cuantificación de biomasa y carbono alma-cenado, Cupressus lusita-nica, Eucalyptus deglupta, Pinus caribaea.

of all, every component of the tree was weighed separately; then, sampling was obtained in order to determine the dry matter and the carbon frac-tion. 110 biomass samples from the 3 species were ana-lyzed in laboratory, including all the components (leaves, branches, shaft, and root). The carbon fraction varied between 47,5% and 48,0% for Pinus caribacea; between 32,6% and 52,7% for Cupressus lu-sitanica, and beween 36,4% and 50,3% for Eucalyptus deglupta. The stored carbon was 230, 123, and 69 Mg ha-1

in plantations of P. caribaea, C. lusitanica and E. deglupta, respectively. Approximately, 75% of the stored carbon was detected in the shaft.

Keywords: forest plantation, quantification of biomass and carbon stocks, Cupressus lu-sitanica, Eucalyptus deglup-ta, Pinus caribaea.

protección del suelo, atracción de fauna y mejoramiento de las condiciones de infiltra-ción en las cuencas hidrográficas (Andrade, 1999; Cubero y Rojas, 1999; Montagnini, et al., 2011).

En la actualidad existen 264 millones de hectáreas de plantaciones forestales en todo el mundo, lo que representa aproxima-damente el 7% de la superficie forestal mun-dial (FAO, 2011). En los continentes europeo y asiático se registra el 70% de las plantacio-nes del planeta, el 5% se localiza en América y en el Caribe (FAO, 2011). La biomasa y el carbono que pueda secuestrar una plantación depende del contenido inicial de carbono or-gánico en el suelo, de las tasas de crecimien-to y edad del rodal, de la capacidad biológica inherente al lugar y de la utilización de los productos que se obtengan (Pardos, 2010). Se ha estimado 1,90 Mg C ha-1 para los prime-ros años de vida y de 3 a 4,90 Mg C ha-1 en la etapa de mayor crecimiento y desarrollo de los árboles; posteriormente, en su madurez, al disminuir la tasa de crecimiento, la incorpo-ración de carbono en la biomasa disminuye y llega a una etapa final en la que la respiración

del rodal puede exceder a la fo-tosíntesis (Perry, 1994).

En Costa Rica existen aproximadamente 40 000 hec-táreas de plantaciones foresta-les y más del 50% corresponde a especies exóticas como Gme-lina arborea, Tectona grandis y Cupressus lusitanica (Arce y Barrantes, 2006; SIREFOR, 2011). Un estudio de Cubero y Rojas (1999) estimó que la tasa de absorción de CO2 de planta-ciones forestales en Costa Rica varía entre 22 y 195 Mg ha-1, sin embargo, este rango es muy

Figura 1. Distribución de las áreas reforestadas con P. caribaea, C. lusitanica y E. deglupta en las plantaciones aledañas

a la represa del Proyecto Cachí.

Marilyn Rojas6



Marilyn Rojas 98



Resultados

Contenido de carbono en la biomasaLa fracción de carbono (FC) promedio en

todos los árboles muestreados para cada uno de los componentes analizados varió entre 47,5% y 49,4% en P. caribaea, de 32,7% a 52,7% en C. lu-sitánica y de 36,4% a 50,3% en E. deglupta, con errores de muestreo inferiores al 5% para todos los componentes del árbol (cuadro 2). La FC más baja se registra en hojas para las 3 especies; el valor in-ferior lo tiene C. lusitanica. Los componentes más lignificados (Fu, Rm y Ra) tienen mayor FC.

Selección de la muestraEl muestreo fue aleatorio con una intensi-

dad del 3% y el número de parcelas por bloque se fijó según el tamaño de este. Se instalaron más parcelas en bloques de mayor tamaño y menos parcelas en bloques pequeños; en algunos de los bloques no fue posible instalar parcelas debido al tamaño reducido de estos. Las parcelas fueron temporales de forma circular (500 m2). El tamaño de las parcelas instaladas en las plantaciones de P. caribaea fue 14, en C. lusitanica 9 y en E. de-glupta 4.

Muestreo de biomasaA todos los árboles dentro de la parcela se

les midió el diámetro a la altura del pecho a 1,3 m sobre el nivel del suelo (Dap≥10 cm) y con el conjunto de individuos de toda la muestra se ela-boró una distribución diamétrica (con amplitud de 10 cm por clase) por especie. De cada clase diamétrica se eligieron árboles con buen esta-do fitosanitario para cuantificar su biomasa. La muestra fue 30 árboles para P. caribaea, 14 para C. lusitanica y 15 para E. deglupta, respectiva-mente (cuadro 1).

Para cuantificar la biomasa, se utilizó el método directo de muestreo destructivo, este consiste en separar y pesar directamente en el campo los componentes: hojas (Ho), ramas (Rm), fuste (Fu) y raíz (Ra). Para los árboles que pre-sentaban diámetros aprovechables, se determinó

el volumen comercial por medio de la fórmula de Smalian (ecuación 1) y se utilizó el peso específico de la madera (Carpio, Altamirano y Blanco, 1987; Blanco, Carpio y Muñoz, 2005) para calcular su biomasa. El volumen no comercial se pesó en su totalidad en el campo.

Ecuación 1

Volumen = π/4 * (D21 + D2

2 )/2 * L

Donde:V = volumen de la troza o sección (m3)D1 y D2 = diámetros al cuadrado de los ex-tremos de la troza (cm)L = Longitud de la troza (m)

Para el componente raíz, se evaluó princi-palmente la estructura y todas aquellas raíces de diámetro menor que al extraer la raíz princi-pal quedaron adheridas a esta. La extracción se realizó haciendo uso de una excavadora. De cada componente del árbol, en el campo se tomó una muestra de aproximadamente un kilogramo. Esta muestra se llevó al laboratorio y se secó en un horno a 60º C durante 72 horas, para estimar su contenido de materia seca (MS). El análisis de la materia orgánica se realizó haciendo uso de la metodología de Walkey y Black (Álvarez y Marín, 2011).

Stock de carbonoEl carbono almacenado en la biomasa ar-

bórea (Fu, Rm, Ho y Ra) fue 230,0; 123,2 y 69,7 Mg ha-1 en las plantaciones de P. caribaea, C. lu-sitanica y E. deglupta, respectivamente. Estas estimaciones presentan errores de muestreo de 11,3%, 18,7% y 37%, respectivamente (figura 2). El fuste aporta la mayor cantidad y representa el 79,0%; 75,9% y 81,7% del carbono total en P. cari-baea, C. lusitanica y E. deglupta, respectivamen-te, seguido de las ramas en C. lusitanica con un 11,8% y de la raíz en P. caribaea y E. deglupta con 10,8% y 10%, respectivamente. Para las 3 espe-cies, el follaje representó un porcentaje mínimo,

Cuadro 1. Distribución de los árboles muestreados en plantaciones de P. caribaea, C. lusitanica y E. deglupta.

EspecieClase diamétrica

Menor a 10 10-19,9 20-29,9 30-39,9 40-49,9 50-59,9 Mayor a 60 Total

P. caribaea - 5 5 5 5 5 4 30

C. lusitanica - 3 4 5 2 - - 14

E. deglupta 1 6 5 2 1 - - 15

Cuadro 2. Fracción de carbono (%) y biomasa seca (%) en los distintos componentes del árbol. Los valores entre paréntesis se refieren a la fracción de materia seca.

Especie EstadísticoComponente

Hojas Ramas Fuste Raíz

P. caribaea

n 12 (30) 12 (29) 12 (30) 12 (22)

X 47,5 (43,7) 49,4 (52,3) 48 (50,7) 48 (44,4)

S 2,3 (3,7) 2,1 (4,3) 3,6 (5,4) 2,6 (4,5)

E (%) 3,1 (3,3) 2,7 (3,1) 4,6 (4) 3,5 (6,1)

C. lusitanica

n 8 (14) 10 (14) 8 (14) 6 (8)

X 32,7 (41,6) 48,6 (47,8) 52,7 (42,3) 50,3 (44)

S 1,5 (3,7) 2 (3,2) 0,9 (2,8) 1,6 (3,5)

E (%) 3,9 (5,3) 2,9 (3,9) 1,5 (3,9) 3,3 (6,8)

E. deglupta

n 8 (15) 8 (15) 8 (15) 6 (8)

X 36,4 (34,9) 50,1 (46,9) 50,3 (43,8) 47,7 (45,2)

S 2,1 (2,2) 2 (3,5) 2,4 (3,8) 1,3 (2,5)

E (%) 4,8 (3,5) 3,3 (4,2) 3,9 (4,8) 2,9 (4,7)

n= tamaño de la muestra, X= promedio, S= desviación estándar, E (%)= error de muestreo



Marilyn Rojas 1110



Muy pocas investigaciones reali-zan estudios de análisis sobre el contenido de carbono en la bio-masa, generalmente se utilizan valores por defecto. La fracción de carbono en los distintos com-ponentes de las 3 especies osci-ló entre 32% y 50,3% y fue más baja en las hojas, esto debido a que contienen menos lignina que los demás componentes (Gayo-so y Guerra, 2005) P. caribaea posee valores parecidos en los 4 componentes analizados, en promedio 48,2%, dato muy si-milar al encontrado (50,3%) por Díaz et al., (2007) y (51.8%) por Navarro (2010) para P. patula y al rango (47-58%) indicado por Kurbanov (2010) para el pino en Rusia. Para E. deglupta, Andra-de (1999) reporta un promedio de 46% en todos los componentes y Díaz y Molano (2001) un 45,1%, valores muy similares al encon-trado en este estudio (45,7%).

Carbono almacenado en las plantaciones forestales

La acumulación del carbono almacenado en plantaciones fo-restales se encuentra relacionada directamente con la especie, con la intensidad de manejo aplicado, con la edad de la plantación y las condiciones ambientales del sitio (Segura y Kanninen, 2002). Por otra parte, la estimación del stock se ve afectada por la metodología empleada para realizar el estudio (García, Sist y Kanashiro, 2004), por ejemplo, en muchos de los estudios no se cuan-tifica el componente raíz, o bien se incluyen valores

el cual no supera el 3,5% (figura 2). Esta misma tendencia se da para la acumulación de carbono en la biomasa del árbol indivi-dual (figura 3).

La cantidad de biomasa y el carbono almacenado en las plan-taciones, así como su distribución por clase diamétrica se compor-tan diferente según la especie, sin embargo, en los 3 casos la clase inferior no representa más de un 1% del carbono total. En plantaciones de P. caribaea las clases diamétricas superiores a 30 cm contienen más del 91% del carbono y la biomasa total, en C. lusitanica representan un 74% y en E. deglupta un 47% del total.

El carbono almacenado en la biomasa total aumentó confor-me crece el árbol y según la espe-cie, en P. caribaea pasó de 0,05 Mg cuando el árbol es joven a 1,66 Mg en su madurez, en C. lusitani-ca aumentó de 0,136 Mg a 0,637 Mg y en E. deglupta de 0,01 Mg a 0,56 Mg por árbol (figura 3).

En el área total de las plan-taciones el carbono almacenado es 10,770,9 Mg en P. caribaea, 643,2 Mg en C. lusitanica y 121,4 Mg para E. deglupta.

Discusión

Contenido de carbono en la biomasa

En este estudio se analizó la fracción de carbono por compo-nente de biomasa en plantacio-nes, para 3 especies forestales.

Figura 2. Acumulación de (B) biomasa y (C) carbono en plantaciones de (a) P. caribaea, (b) C. lusitanica y (c) E. deglupta.

Figura 3. Acumulación de (B) biomasa y (C) carbono en los compo-nentes del árbol, (a) P. caribaea, (b) C. lusitanica y (c) E. deglupta.

de carbono presentes en el suelo y la vegetación her-bácea (Schlegel, 2001). Por estas razones, hacer una comparación sobre acumulación de carbono en una misma especie es difícil y más aún entre especies.



Marilyn Rojas 1312



El error de muestreo para el carbono total por hectárea en P. caribaea es de 11,3%, este demues-tra que el inventario fue preciso. Se obtuvieron errores más altos para C. lusitanica y E. deglupta con 18,7% y 37%, respectivamente. En el caso de Pinus, el área plantada, el tamaño de los bloques y la homogeneidad de estos permitieron trabajar con un tamaño de muestra aceptable (n=14) y esto produjo un error de muestreo bajo. Para Cupres-sus y Eucalyptus el área plantada fue mínima, las plantaciones son muy heterogéneas entre sí y, ade-más, los bloques donde se instalaron las parcelas son muy pequeños y no fue posible aumentar la muestra, lo cual produjo menor precisión en el in-ventario. A pesar de lo antes expuesto, errores in-feriores al 20% son clasificados (según MacDicken, 1997) entre niveles de esfuerzo de alto a moderado en evaluaciones de carbono.

El incremento medio anual (IMA) en carbo-no para las plantaciones de P. caribaea (6,05 Mg ha-1 a los 38 años) encontrado en este estudio fue inferior al reportado por otros autores para el mis-mo género, por ejemplo, Navarro (2010) encontró 3,6 Mg ha-1 a los 25 años; Pacheco et al. (2007)

registraron 2,9 Mg ha-1; Gayoso (2002) 3,8 Mg ha-1, y Oleksyn, Reich, Chalupka y Tjoelker, (1999) 2,7 Mg ha-1. Para estos últimos estudios se tomó en cuenta solo el componente aéreo del ecosistema y las edades de las plantacio-nes fueron de 6, 8 y 12 años, respectivamente, mientras que Lopera y Gútierrez (2000) citan un rango superior de 8,1-9,8 Mg ha-1 inclu-yendo la necromasa.

En E. deglupta el IMA fue 1,8 Mg ha-1, muchos estudios muestran IMAS muy superiores al encontrado en este es-tudio, por ejemplo, Poggiani (1985) encontró 8,4 Mg ha-1 en E. saligna a los 11 años de edad; Fer-rere, Lupi, Boca, Nakama y Alfieri (2008) 7,5 Mg ha-1 en plantaciones de E. viminalis a los 14 años; Aparicio (2001) 11,3 Mg ha-1 a los 4 años; Madg-wick, Oliver, Frederick y Thompson (1991) 10,2 Mg ha-1 en E. nitens a los 4 años, y Frederick y Thompson (1991) encontraron en plantaciones del mismo género, a la edad de 5 años, 7,26 Mg ha-1. Otros estudios reportan datos más cerca-nos a los de este estudio, como Saint-andre et al. (2004) que muestran 3,9 Mg ha-1 y Díaz y Molano (2001) entre 1,7 y 5,1 Mg ha-1; sin embargo, estas plantaciones solo poseen entre 4 y 8 años.

C. lusitanica capturó un total de 3,2 Mg ha-1año-1, este es inferior al de plantaciones de 25 años de edad en Costa Rica de las especies T. amazonia y T. grandis, las cuales presentan da-tos de captura de 7,8 y 5,2 Mg ha-1 respectivamen-te, pero inferior a la especie B. quinata con 2 Mg ha-1 (Montero y Kanninen, 2006).

Distribución de la biomasa y el carbono

La biomasa y el carbono almacenados en el árbol aumentaron con su tamaño, pero el aporte porcentual de biomasa y/o carbono de cada componente al ár-bol total varía según el rango o clase diamétri-ca y la especie. Se esti-mó, para el componente hojas, un aporte de 3% en biomasa para la es-pecie P. caribaea, 6,6% en C. lusitanica y 1,5% en E. deglupta. Estos datos son similares a los obtenidos en estudios como el de Castellanos (1993), quien encontró 4% en Pinus montezumae; González (2008) 2,3% en Quercuss sp.; Ruíz (2011) 2,8% en Alnus acumina-ta, y González (2008) 3,6% en Pinus maximinoi. Otros autores como Jiménez, Aguirre y Kramer (2001) reportan un 10,8% en Pinus hartewgii; Fon-seca (2009) un 3,7% para V. guatemalensis y 4,3% para H. alchorneoides, y Monroy y Návar (2000) un 27% para Hevea brasiliensis, datos muy supe-riores a los obtenidos en este estudio.

Las ramas representan 7%, 11,2% y 6,9% de la biomasa total del árbol para las especies P. cari-baea, C. lusitanica y E. deglupta, respectivamente. Estos resultados son menores a los obtenidos en otras especies forestales como Pinus montezumae (47-85%) (Bonilla, 2009) y Schizolobium parahyba (37%) (Álvarez G., 2008); sin embargo, existen da-tos más similares a los de este estudio como el de González (2008) en Pinus ocarpa (11,2%); Fonseca (2009) en Vochysia guatemalensis (11.6%); Aven-daño (2009) en Abies religiosa (9%), y Pérez y Kan-ninen (2003) en Tectona grandis (5-30%).

El fuste representa para P. caribaea 79,6%, en C. lusitanica un 76,4% y en E. deglupta un 84%. Estos datos son similares a los obtenidos en otros estudios como el de Pérez y Kanninen (2003), quienes determinaron un 70-90% en Tec-tona grandis; Díaz et al. (2007) un 78% en Pinus patula; Avendaño (2008) un 83% en Bombacop-sis quinata, Terminalia oblonga y Cordia allio-dora; González (2008) un 87,6%, 84,8% y 87,2% para Pinus maximinoi, Pinusoocarpa y Quercus, de forma respectiva; Avendaño y otros (2009) un 81% en Albies religiosa, y Bonilla (2009) un 85% en Pinus montezumae. Sin embargo, exis-ten datos superiores como los de Cubero y Ro-jas (1999), quienes obtienen 91%, 90,8% y 90,9% para Gmelina arborea, Tectona grandis y Bom-bacopisis quinata, e inferiores como el de Ruíz (2011), quien determinó 70,6% en plantaciones de Alnus acuminata, y Fonseca (2009), quien halló 64,5% y 54,5 % para Vochysia guatemalen-sis e Hyeronima alchorneoides.

Pocos trabajos han estudiado la acumulación de biomasa y carbono en todos los compartimen-tos, generalmente no se cuantifica el componen-te raíz debido a la dificultad de su medición. Se

M. Rojas. Plantación de ciprés, Costa Rica. M. Rojas. Plantación de eucalipto, Costa Rica.



Marilyn Rojas 1514



determinó que la raíz representa un 9,8% en P. caribaea y un 8,8% para C. lusitanica y E. de-glupta. Estos datos son inferiores a los obtenidos en la literatura, por ejemplo estudios como el de Geldres, Gerding y Schlatter (2006) reportan un 17% para Eucalyptus nitens; Doll, Vallejos, Bil-bao y Jara (2008) un 33% en Nothofagus glauca, y Fonseca (2009) 21,67% y 22,81% para Vochysia guatemalensis e Hyeronima alchorneoides. Estos porcentajes de acumulación se encuentran direc-tamente relacionados con la edad de la planta-ción, el manejo silvícola, las condiciones de sitio, el clima y las condiciones ambientales.

Conclusiones

La fracción de carbono promedio para los 4 componentes analizados fue 48,2%, para P. cari-baea, 46,1% en C. lusitanica y 46,12% en E. de-glupta. El porcentaje de materia seca fue 47,8% en P. caribaea , 43,9% en C. lusitanica y 42,7% en E. deglupta.

En las 3 especies el carbono acumulado por hectárea en el fuste representó más de 75% y el componente hojas menos del 3%, tendencia que se repite en la acumulación de carbono en el ár-bol individual.

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Desafíos nacionales en materia de métricas de cara a la meta costarricense de alcanzar la carbono-neutralidad en 2021

Desafíos nacionales en materia de métricas de cara a la meta costarricense de alcanzar la carbono-neutralidad en el 2021

William Fonseca, Jorge Herrera y Federico AliceW. Fonseca, ingeniero forestal especialista en cambio global y desarrollo sostenible, es direc-tor de la Escuela de Ciencias Ambientales de la Universidad Nacional ([email protected]).J. Herrera, especialista en química y física de la atmósfera, es coordinador del Laboratorio de Análisis Ambiental de la Escuela de Ciencias Ambientales (Universidad Nacional) y subdirec-tor de esta ([email protected]).F. Alice, ingeniero forestal especialista en manejo de carbono, es investigador en la Escuela de Ciencias Ambientales de la Universidad Nacional ([email protected]).

ResumenSe analiza las debili-

dades en materia de métrica, que enfrenta la iniciativa de carbono-neutralidad pro-puesta por el gobierno costa-rricense, y se visualizan las correcciones técnicas que se-rían necesarias para alcanzar una mayor comparabilidad, confiabilidad y aplicabilidad de los resultados obtenidos. Los vacíos técnicos se pre-sentan no únicamente en la estimación de las emisiones de gases de efecto invernade-ro, sino también en el cálculo de la capacidad de fijación y almacenamiento, donde se utiliza información mundial sobre índices de biomasa y carbono, usualmente aporta-da por el Panel Interguberna-mental de Cambio Climático, con lo cual se hace referencia

AbstractThis paper analyzes

weaknesses faced by the carbon neutrality initia-tive proposed by the Costa Rican government due to metrics and highlights some of the technical improve-ments that will be required in order to achieve greater comparability, applicabil-ity and confidence from the results obtained. Technical gaps are found not only in the assessment of greenhouse gas emissions but when ac-counting for biogenic carbon capture and storage, where global reference values, usu-ally those reported by the IPCC, are commonly used. We then make reference to problems associated with their use, mainly related to the uncertainty (accuracy

Introducción

El cambio climático es hoy uno de los de-safíos más grandes a los que se enfren-ta la humanidad. Es causado en mayor

medida por el incremento en la emisión y la concentración de gases de efecto invernadero (GEI) en la atmósfera, principalmente de CO2 proveniente de la quema de combustibles fó-siles (carbón, gas y petróleo) y procesos indus-triales (65% de las emisiones, ±5%), así como del cambio de uso de suelo (11%, ±50%; IPCC, 2014a). Este aumento en la concentración de gases ha ocasionado severos impactos en el clima, con afectaciones a los sistemas socia-les, productivos y económicos (IPCC, 2014b). Los impactos van desde sequías, inundacio-nes, alteración del ciclo hidrológico, eventos hidrometeorológicos extremos cada vez más frecuentes, aumento del nivel del mar, derre-timiento de glaciares, extinción de especies

Ciencias Ambientales 47: 16-31, ISSN: 1409-2158 / 2014. [Fecha de recepción: setiembre 2014. Fecha de aprobación: octubre 2014.]

a los problemas asociados con su uso, principalmente a la incertidumbre (precisión y/o exactitud) que se genera en las estimaciones. En el nivel nacional se alude a la ausen-cia o escasa información so-bre biomasa y carbono para algunos ecosistemas, y a la falta de estudios completos referentes a biomasa vegetal en el ecosistema, con lo que se brinda ejemplos sobre al-gunas de las especies más es-tudiadas. Por último, se hace un contraste de los resultados obtenidos, a partir de indica-dores comúnmente utilizados contra la información genera-da nacionalmente.

Palabras clave: biomasa, carbono-neutralidad, emi-siones de gases de efecto invernadero, captura y fija-ción de carbono, métricas.

and precision) that results from any estimate. At the national level there is a lack of information for biomass and carbon for some ecosys-tems as well as few complete studies that consider all car-bon pools at the ecosystem level. We give examples for some of the most studied species. Finally, we compare results using global reference values against those devel-oped from local studies at the national level.

Keywords: biomass, bio-genic carbon capture and storage, carbon neutrality, metric, emissions of green-house gases.

animales y vegetales, así como innumerables pérdidas humanas (IPCC, 2014b).

Ante esta realidad, en el 2006 y a tra-vés de la Iniciativa Paz con la Naturaleza, se contempla el cambio climático como una de las áreas prioritarias de acción en mate-ria ambiental, tanto en la agenda de políti-ca interna como en la externa, suscribiendo el compromiso de convertir a Costa Rica en un país carbono-neutral para el 2021. Dicho compromiso fue retomado en el eje de miti-gación de la Estrategia Nacional de Cambio Climático aprobada en el 2009, con el fin de procurar que el país evite las emisiones netas de gases de efecto invernadero y adopte una visión que compagine las acciones ambienta-les, económicas y sociales con la estrategia de competitividad nacional (MINAET, 2009).

En los últimos años, el país ha veni-do realizando esfuerzos importantes en la consecución de esta meta, principalmente a través de la promulgación del acuerdo 36-2012 “Programa País Carbono-Neutralidad”, la norma INTE 12-01-06-2011 y el Decreto n.° 37926-MINAE sobre el “Reglamento de

Regulación y Opera-ción del Mercado Do-méstico de Carbono” (Costa Rica, 2012; IN-TECO, 2011; Costa Rica, 2013a). Estos ins-trumentos establecen las condiciones bajo las cuales una organización o empresa debe cuanti-ficar y reportar sus emi-siones, así como optar por la obtención de un certificado de carbono-neutralidad por parte del Ministerio de Am-biente y Energía. Según

Alfredo Huerta. Transporte emisor de dióxido de carbono, San José.

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Desafíos nacionales en materia de métricas de cara a la meta costarricense de alcanzar la carbono-neutralidad en 2021William Fonseca, Jorge Herrera y Federico Alice

lo establece la norma 12-01-06-2011, la condi-ción de carbono-neutra-lidad se logra cuando, a través de un proceso transparente de medi-ción de las emisiones (e), el resultado neto de las emisiones menos las reducciones y/o remo-ciones internas (r), me-nos la compensación (c) debe ser igual a cero, ex-presado de acuerdo con la siguiente ecuación:

e(i -1) – r (i) – c (i) = 0 (1)

donde “i” es el año o período del inventario.

Bajo este modelo, las organizaciones estiman sus inventarios de emisiones de gases de efecto in-vernadero con un enfoque de control operacional, siguiendo las disposiciones del Protocolo de Gases de Efecto Invernadero: “Estándar Corporativo de contabilidad y reporte” del World Resources Ins-titute (WRI) o la norma ISO 14064-1:2006 (Costa Rica, 2012; INTECO, 2011). Las emisiones por con-siderar en este inventario deben provenir de una adecuada identificación de fuentes, sumideros y re-servorios de la organización, los cuales deberán ser evaluados a través de una metodología que permita estimar, en forma confiable, el aporte de cada una de las emisiones netas de la organización.

El reporte de emisiones que se genera bajo el formato seleccionado deberá ser verificado por organismos acreditados por el Ente Costarricense de Acreditación (ECA), con la norma ISO 14065, los cuales, además de cumplir lo establecido en la norma ISO 14064-3, deberán considerar durante el procedimiento de verificación que el nivel de asegu-ramiento en estos procesos sea razonable, con un

umbral de significancia de un 5%, de acuerdo con lo solicitado por el Programa País (Costa Rica, 2012).

Para diversos ámbitos de la economía como la industria, los sectores de energía y de trans-porte, actividades agropecuarias y el manejo de bosques, la integración de inventarios de emi-siones ha permitido ampliar sus políticas. Por ejemplo, estos inventarios se aplican en diversos ejercicios de investigación científica y planeación ambiental, como lo es la modelación, el diseño de estrategias y programas de gestión, el análisis de tendencias, el cumplimiento de compromisos internacionales y la eventual comercialización de créditos de carbono. Todas estas aplicaciones requerirán inventarios de emisiones de creciente calidad, con mayor detalle y accesibilidad de los datos. Como ventajas, la evaluación de las emisio-nes de gases de efecto invernadero permiten diag-nosticar, clasificar y medir cuantitativamente las fuentes que contribuyen en mayor proporción a la generación de emisiones, realizar un seguimiento de los niveles de emisión en el tiempo y revisar el cumplimiento con las normas vigentes estableci-das (Rypdal y Winiwarter, 2001).

El funcionamiento del modelo costarricense de carbono-neutralidad enfrenta retos importantes en materia de la métrica asociada, no solo en los procesos de estimación de las emisiones generadas en cada una de las fuentes incluidas en los límites operativos de las organizaciones, sino además en la determinación de las remociones de gases de efecto invernadero asociadas a sumideros y reservorios en proyectos de reducción y/o compensación.

Adicionalmente, a escala nacional, los inven-tarios sirven para comprobar el cumplimiento de compromisos, por parte de los distintos países, ante la Convención Marco de las Naciones Unidas sobre Cambio Climático (CMNUCC; Somogyi et al., 2008), con lo cual adquieren mayor relevancia en países en desarrollo, ante la posibilidad de compromisos legal-mente vinculantes de reducción de emisiones después del 2020 (Streck et al., 2012). Al mismo tiempo, la po-sibilidad de implementar mecanismos sectoriales de incentivos basados en resultados, como las “Acciones Nacionales Apropiadas de Mitigación” (NAMAs) y los “Enfoques de política e incentivos positivos para las cuestiones relativas a la reducción de las emisiones debidas a la deforestación y la degradación forestal en los países en desarrollo…” (REDD+), aumenta aún más la necesidad de mejorar los inventarios, ya que ambos mecanismos están sujetos al establecimiento de sistemas apropiados de monitoreo, reporte y verifi-cación (MRV). Por último, será necesario que, en ade-lante, se presenten reportes de actualización ante la CMNUCC, de manera bianual (UNFCCC, 2012), con lo que se aumenta la presión sobre aquellos responsa-bles de desarrollar los inventarios nacionales de GEI.

Aparte del reto que esto representa en tér-minos del alcance y de la frecuencia con que se realizan los inventarios, es también evidencia de la necesidad de mejorar su calidad. Esto debido a varias razones: la importancia de reducir la incertidumbre en cuanto al impacto real de las actividades humanas sobre el clima; el reconoci-miento de que si los datos utilizados para derivar estrategias de control son defectuosos, la política

pública resultante puede ser equivocada (Braatz y Doorn, 2003), y –quizás un poco más inmedia-to– el hecho de que incentivos basados en resul-tados, inevitablemente, se verán influenciados positiva o negativamente por la forma en cómo estos son medidos.

Dado lo anterior, el propósito del trabajo del que en este artículo se da cuenta fue aclarar con-ceptos y hacer evidente la necesidad de generar métricas nacionales para mejorar la confiabilidad de los inventarios.

Retos en materia de la métrica asociada a la estimación de emisiones de GEI

Emisiones reales o potencialesEn los inventarios, las emisiones pueden ser

estimadas como tasas reales o potenciales de emi-sión. Las reales reflejan el mejor cálculo de la ver-dadera masa emitida a la atmósfera durante un periodo, mientras que las emisiones potenciales son estimaciones de la tasa máxima de liberación que puede alcanzar una fuente durante un perio-do, bajo la adopción de dos supuestos: 1) que en caso de existir equipos de control estos funcionan adecuadamente, tratando el porcentaje total de la corriente gaseosa designado, y 2) que tales equi-pos trabajan a su máximo rendimiento.

Tanto las emisiones reales como las poten-ciales son importantes, sin embargo, por lo ge-neral, en la reglamentación de cada país se debe definir cuál de los dos tipos de emisiones es el más deseable. En el modelo nacional de carbono-neutralidad, no existe una indicación clara de la naturaleza de las estimaciones que se están gene-rando (reales o potenciales), con lo cual se corre el peligro de estar mezclando estos dos enfoques y dando pie a inconsistencias en el nivel de métrica, que afecta la comparabilidad de los datos.

Alfredo Huerta. Industria emisora de dióxido de carbono, San José.


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Metodologías para la estimación de las emisiones

El desarrollo de un inventario de emisiones requiere una combinación de enfoques. En este sentido, no existe un método único que pueda usarse para estimar los aportes de todas las fuen-tes, sumideros y reservorios. La selección de los métodos para cuantificar emisiones debe conside-rar como punto de partida los costos del inventa-rio en relación con la calidad e incertidumbre de los resultados deseados, los cuales a su vez esta-rán determinados por los propósitos previamente establecidos (fig. 1).

Se pueden emplear seis técnicas diferentes para la determinación de las emisiones.

Muestreo en fuente. Su propósito es determi-nar la concentración del GEI en una corriente de gas o su tasa de emisión de una chimenea o del es-cape de un proceso. Midiendo la concentración del GEI en un volumen conocido de gas y determinando la tasa de flujo del gas en una chimenea, es posible calcular la tasa de emisión en masa del GEI.

Los muestreos en la fuente se integran con me-diciones de corto plazo que, por lo general, se realizan en periodos de una a cua-tro horas. Para colectar una muestra representati-va, deben hacerse al menos dos muestreos en una chi-menea o en un escape para cada GEI de interés, bajo condiciones normales de operación. Las variaciones en la operación del proceso durante el muestreo pue-den añadir un alto grado de variabilidad en los datos de muestreo. Por lo tanto, los parámetros clave de la

operación de un proceso, que pueden afectar las emisiones de contaminantes de la fuente ,también deben ser monitoreados durante la toma de mues-tra (INE, 2005).

Modelos de emisión. Para ciertas categorías de fuente, se pueden establecer relaciones funcio-nales entre las emisiones, los procesos múltiples y las variables ambientales, con el afán de dar lugar a modelos matemáticos complejos. Si estos modelos de emisión requieren cálculos complejos o grandes volúmenes de datos para alimentarlos, es probable que se apoyen en programas de cóm-puto. Si bien los modelos están diseñados para producir estimaciones más exactas que las obte-nidas con factores de emisión, la exactitud de la estimación siempre dependerá de la calidad de los datos con que se alimente el modelo y de los su-puestos en que se base. Por lo tanto, antes de de-cidir utilizar un modelo como la alternativa para un tipo específico de fuente ,es importante compa-rar las necesidades del modelo de emisión con los datos disponibles. En este sentido, los requisitos

de información son variables, por lo que, para es-timar emisiones puede requerirse uno o varios parámetros físicos de la fuente para la cual se usará el modelo (Dickson y Oliver, 1991).

Factores de emisión. Un factor de emisión es una relación entre la cantidad de GEI emitido a la atmósfera y una unidad de actividad. Los factores de emisión, en general, se pueden clasificar en dos tipos: los basados en procesos y los basados en cen-sos. Habitualmente, los primeros se utilizan para estimar emisiones de fuentes puntuales y a menu-do se combinan con los datos de actividad recopila-dos en encuestas o en balances de materiales. Por otro lado, los factores de emisión basados en cen-sos se usan generalmente para estimar emisiones de fuentes de área (Espinoza et al., 1996).

Los factores de emisión deben tener asociado un indicador de confiabilidad, el cual está íntima-mente relacionado con el proceso utilizado en su construcción y cuya contribución a la incertidum-bre debe ser tomada en cuenta a la hora de calcular las emisiones. De esta forma, se debe dar prefe-rencia al uso de factores nacionales de emisión, los cuales se basan en “promedios nacionales” calcula-dos a partir de una amplia gama de evaluaciones en la fuente, así como de estimaciones nacionales de consumos. Las emisiones reales pueden diferir considerablemente de los valores que se calculan usando factores nacionales de emisión, debido a las diferencias geográficas. Por otra parte, los fac-tores internacionales de emisión (por ejemplo, los derivados del IPCC) pueden usarse cuando: no existen factores locales de emisión, la mezcla local de fuentes individuales en la categoría es seme-jante a las condiciones reportadas para el factor internacional y la categoría de la fuente es de baja prioridad para el inventario (USEPA, 2007).

Encuestas. La encuesta (o cuestionario) a establecimientos industriales o comerciales es utilizada como un método para recabar los datos

básicos necesarios en la estimación de emisiones de una o varias fuentes puntuales. Generalmente, dicha estimación de emisiones se realiza mediante la aplicación de factores de emisiones promedio o ponderadas, de acuerdo con la información levan-tada en la encuesta o el cuestionario. Con este fin, el cuestionario debe enviarse a cada planta o esta-blecimiento, con la solicitud de información acerca de las características de cada uno de los procesos y puntos de emisión de contaminantes. El método de encuesta también se puede usar para reunir la información necesaria para calcular las emisiones de fuentes de área. De igual manera, este método puede dar lugar al desarrollo de factores de emi-sión específicos para una región, que sirvan para hacer ciertas estimaciones de emisiones de fuentes de área (INE, 2005).

El balance de materiales. Es un método uti-lizado para estimar las emisiones de algunas ca-tegorías de fuentes, en donde se conoce el volumen y la composición química de los insumos o mate-rias primas utilizadas. Este método puede usarse en los casos en que no hay datos disponibles de muestreos en la fuente o factores de emisión apli-cables. El uso de un balance de materiales impli-ca el análisis de un proceso, para determinar si las emisiones pueden ser estimadas conociendo únicamente los parámetros específicos de opera-ción y la composición de los materiales. El uso del balance de materiales es muy adecuado en los ca-sos en que pueden conocerse los componentes del proceso, excepto las emisiones al aire (SEMAR-NAT, 2001).

Extrapolación. Las técnicas de extrapola-ción pueden usarse para calcular emisiones indi-rectamente y para verificar las dimensiones, en órdenes de magnitud, de las estimaciones de emi-siones calculadas con otros métodos. En general, la extrapolación de emisiones de una región geo-gráfica u organización a otra se considera como

Muestreo en la Fuente

Modelación de Emisiones

Factores de EmisiónBasados en Procesos

Encuestas

Balance de Materiales

Factores de EmisiónBasados en Censos

Extrapolación

C os t os

Confianza creciente en el Cálculo

Figura 1. Relación entre el costo, el grado de confianza y las diversas técnicas existentes para el cálculo de emisiones en los inventarios de GEI –tomada de INE, 2005–.


2322




el enfoque menos deseable para la estimación de emisiones, debido a que este puede no tomar en cuenta, de manera apropiada, diferencias impor-tantes entre dos regiones u organizaciones y pue-de propagar los sesgos de un inventario a otro. Sin embargo, cuando se combina con un marco de modelación, la extrapolación es un enfoque prácti-co y costo-efectivo, que desarrolla estimaciones de emisiones en aquellas regiones u organizaciones en las que la información no es suficiente para el uso de metodologías de estimación más rigurosas.

Incertidumbre en el cálculo de emisiones

El programa nacional de reporte de emisio-nes descrito en el acuerdo País C-Neutralidad no establece un lineamiento orientado a determinar el valor máximo de incertidumbre de los inventa-rios que se le presentan; de hecho, casi ninguno de los inventarios elaborados en el país cuenta con una memoria de cálculo que respalde el valor de incertidumbre declarado en estos. Al no regu-lar el nivel máximo de incertidumbre requerido para los inventarios, se está dejando a la libre la posibilidad de utilizar casi cualquier técnica para

el cálculo de las emisio-nes, lo que afecta direc-tamente la calidad de los datos y la misma intercomparabilidad de los inventarios.

La incertidum-bre de una medición se puede definir como el intervalo de datos ra-zonables, en el cual se encuentra el valor con-siderado como verda-dero de la cantidad de medida. Un resultado expresado únicamente como un dato no tie-ne sentido, si no viene

acompañado de un segundo término que define un intervalo de incertidumbre. La determinación de este intervalo depende de múltiples factores que incluyen los equipos utilizados, su calibra-ción y la forma de uso. Por ello, la evaluación de la incertidumbre de una medida requiere el esta-blecimiento de un modelo del proceso de medida para definir las magnitudes utilizadas, estimar sus incertidumbres y componerlas según reglas definidas.

En esta materia, no se debe dejar de lado el hecho de que, como cualquier medición, un in-ventario de emisiones debe tener una estimación de incertidumbre asociada, que de forma directa caracterice el grado de confiabilidad de los re-sultados como criterio para determinar los usos posibles de estos instrumentos. Resulta contra-producente el uso de inventarios de emisiones con niveles de incertidumbre mayores al 50%, para la toma de decisiones o en el desarrollo de proyectos de emisiones donde se requiera de-mostrar adicionalidad.

Lineamientos para la definición de límites operativos

Un elemento im-portante por conside-rar es el hecho de que durante la realización de los inventarios de emisiones de GEI se deben incluir todas las emisiones directas (al-cance I), las indirectas por energía (alcance II) y, en forma opcional, otro tipo de emisiones indirectas (alcance III; Costa Rica, 2012; IN-TECO, 2011). Sin em-bargo, existen algunas fuentes particulares de emisiones como aquellas generadas por la dispo-sición final de residuos, las cuales deben ser mi-nuciosamente analizadas porque pudieran estar doblemente contabilizadas, al ser consideradas tanto en forma voluntaria por la organización como en forma directa por parte del operador de los sitios de disposición final.

En virtud de lo anterior, se requiere un análi-sis de criterios adicionales a las disposiciones de las metodologías, para evitar el traslape de condiciones frontera que lleven al programa nacional de reporte de emisiones a fomentar la doble contabilidad.

Sector forestal y uso del suelo en los inventarios de GEI

Es reconocida la influencia de los ecosiste-mas forestales en el ciclo global del carbono, al actuar como sumideros de alrededor de un 28% de las emisiones antropogénicas durante el pe-riodo 2002-2011 (Bonan, 2008; Heimann y Rei-chste, 2008; Le Quéré et al., 2012). Sin embargo, en el nivel global, el sector forestal representa el 12,5% de las emisiones globales de carbono,

principalmente debido a la deforestación y la degradación de bosques tropicales (Houghton et al., 2012; Le Quéré et al., 2012). Por lo tanto, la reducción de la deforestación es una de las prin-cipales medidas de mitigación del cambio climá-tico, con una contribución cercana a 3 Gt C año-1,

según Canadell y Raupach (2008), o a 2,4 Gt C año-1, según Pan et al. (2011).

A pesar de la importancia de estos ecosis-temas como sumideros y del potencial del sector forestal para evitar emisiones de carbono, se re-conoce también la gran incertidumbre en la esti-mación de tasas de deforestación e incremento en la cobertura, así como de la incertidumbre sobre las densidades de carbono en estos ecosistemas (Houghton et al., 2012). Esto, principalmente, en regiones tropicales donde ocurren la mayoría de los cambios en la cobertura (deforestación e in-cremento) y en donde los ecosistemas son más complejos y así también la determinación de las densidades de carbono (Pan et al., 2011).

Con estimaciones en el nivel global, Petres-cu et al. (2012) muestran cómo las diferencias en la clasificación de tierras (datos de actividad) y

Luis D. Marín. Bosque primario fijador de carbono, Nicaragua. Luis D. Marín. Bosque primario fijador de carbono, Nicaragua.


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el uso de factores por defecto recomendados en las guías del IPCC, para inventarios de carbono en el sector forestal (2003 y 2006), resultan en diferencias de hasta un 40% en los estimados. Así, se aporta evidencia sobre cómo las extrapo-laciones, por falta de estudios específicos de si-tio y en algunos casos de especies, contribuyen en la incertidumbre de los estimados de carbono en ecosistemas forestales (Canadell y Raupach, 2008; Ito et al., 2008; IPCC, 2007).

Debido a la falta de estudios específicos de sitio y especies para generar factores locales, el método común es la utilización de modelos o va-lores genéricos reportados por el IPCC, pero exis-ten grandes cuestionamientos sobre la precisión y/o exactitud de sus resultados (Clark y Kellner, 2012). En algunos casos, como en el uso de mo-delos globales, se reconoce que las estimaciones pueden ser más confiables incluso que aquellas generadas con información local (Chave et al., 2005), pero esto solo en casos en donde el tamaño

y la representatividad de las muestras utilizadas para generar los modelos no son lo suficientemen-te confiables (Chave et al., 2004; Sarmiento et al., 2005). Sin embargo, se ha demostrado, también, que cuando se cumple con esta condición (i. e., alto número de muestras representativas de una comunidad), pueden ocurrir grandes variaciones por la aplicación de factores o modelos globales (Fonseca et al., 2011ab).

En el nivel nacional existe poca información sobre acumulación de biomasa y de carbono en ecosistemas forestales de bosque seco y bosque de altura. El bosque húmedo (primario y secundario) ha sido más estudiado (Segura, 1997, 1999; Ortiz, 1997; Corrales, 1998; Fonseca, 2006; Fonseca et al., 2008, 2009, 2010, 2011ab), pero la mayoría de investigaciones se refiere a sitios muy específicos (en el nivel de finca) y generalmente se ha estu-diado la biomasa y/o el carbono en solo una parte de la biomasa, es decir, no se evalúa el ecosistema.

Las plantaciones forestales no están exentas de la falta de información. Las especies más utiliza-das en reforestación (Tectona grandis, Gmelima ar-borea, Bombacopsis quinata, Terminalia amazonia, Vochysia guatemalensis, Hieronyma alchorneoides) han sido más estudiadas (Cubero y Rojas, 1999; Pé-rez y Kanninen, 2002, 2003; Montero y Montagnini, 2006; Montero y Kanninen, 2002, 2006; Redondo, 2007; Fonseca et al. 2008, 2009, 2010, 2011b), de las cuales en la mayoría se evaluaron la biomasa y/o el carbono en fustes. Algunas especies establecidas en plantación o en sistemas agroforestales y silvopas-toriles (e. g. Cupressus lusitanica, Alnus acumina-ta, Pinus sp., Vochysia ferruginea, Eucalyptus sp., Cordia alliodora) tienen una situación más crítica. En igual o peor condición están aquellas utilizadas en bosques urbanos.

Muchos esfuerzos se han desarrollado para generar mayor investigación e información, pero siguen siendo insuficientes para la estimación precisa que permita la administración de finan-ciamiento basado en resultados (Goetz et al., 2010). Indudablemente, esta realidad es crítica en países con bosque tropical en donde la medi-ción es aún más compleja, especialmente si se pretenden considerar en las mediciones compo-nentes distintos de la biomasa aérea, para los cuales existe menor cantidad de información.

Algunos esfuerzos en Costa RicaEn esta sección contrastaremos resultados

obtenidos con métricas logradas en el nivel local contra las reconocidas por el IPCC y las dadas para otras latitudes. Las formas comúnmente utilizadas para estimar el carbono almacenado en ecosistemas forestales son a través de factores de expansión de biomasa o de ecuaciones alométri-cas. Por ello, algunos de los valores de referencia más utilizados se refieren precisamente a un fac-tor de expansión de biomasa (FEB; i. e. la relación entre el fuste y la biomasa en ramas y hojas), la relación raíz/tallo o raíz/biomasa aérea total (Br/

Bat), aquellas utilizadas para transformar volu-men de madera en biomasa seca (i. e. densidad específica de la madera) y el valor utilizado para transformar biomasa en carbono (i. e. fracción de carbono; FC). De la misma manera, existen mo-delos alométricos que se han desarrollado para todos los bosques tropicales del mundo y son am-pliamente utilizados.

La FC recomendada por el IPCC en las Guías del 2006 es 0,47, con variaciones de entre 0,44 y 0,49, sin embargo, debido a procesos de ne-gociación bajo la CMNUCC, el valor reportado en las Guías del IPCC 2003 (0,5 con variaciones entre 0,45 y 0,50) continúa siendo ampliamente utiliza-do1 (Brown et al., 1986; Ortiz, 1997; Husch, 2001; Redondo, 2007). En cuanto al FEB, el valor de refe-rencia reportado por el IPCC (2006) para bosques tropicales corresponde a 1,6, pero, debido a la posi-bilidad de utilizar valores locales, el inventario na-cional de GEI de Costa Rica para el 2005, utiliza, indistintamente de la especie, el sitio o el tipo de ecosistema, un FEB de 1,75 para adicionar al fuste el carbono contenido en las hojas y ramas (Chacón et al. 2009). Finalmente, para estimar el carbono en la raíz, el IPCC (2006) brinda valores de refe-rencia para bosques tropicales de la relación raíz/tallo, en un rango de 20% a 57%, pero este último compartimento difícilmente es considerado en los inventarios de carbono.

Para explicar la magnitud de esta incerti-dumbre, se expone información generada local-mente (cuadros 1 y 2) que representa tan solo un ejemplo de lo que se debe construir para cada es-pecie y ecosistema a través de investigación. En el cuadro 3 se muestran los estimados de biomasa y carbono con datos locales y los obtenidos a través

1 Esto debido a la necesidad de mantener consistencia en la aplicación de métodos en los inventarios que se realizan en un mismo periodo de compromiso. No es hasta el segundo periodo de compromiso del Protocolo de Kioto que se acuerda que los países Anexo I reporten utilizando las Guías del IPCC de 2006. Aún así, esto no es compulsorio para países no Anexo I, por lo que la consideración de los valores de referencia de las Guías del 2003 continúa siendo válida en este contexto.

Cuadro 1. Fracción de carbono (%) en la biomasa de las plantaciones forestales y del bosque secundario.

Especie Estadístico Follaje Ramas Fuste Raíz HierbasNecromasa

Gruesa Fina

Bosque secundario (Fonseca, 2009)

X 44,63 47,09 47,63 47,12 43,46 50,28 41,06E (%) 1,15 1,15 1,33 1,49 1,37 2,07 2,03

n 161 159 161 161 49 38 40

V. guatemalensis (Fonseca, 2009)

X 42,95 46,46 48,11 48,63 44,64 48,51 38,50E (%) 2,16 2,67 2,28 1,97 1,79 2,97 2,50

n 59 59 59 59 68 41 44

Hieronyma alchorneoides (Fonseca, 2009)

X 45,94 47,65 49,67 49,24 43,99 46,98 42,79E (%) 2,67 4,37 1,96 1,83 2,03 2,03 2,08

n 61 60 61 58 72 45 51

C. lusitanica(Rojas, 2012)

X 51,3 47,1 34,6 49,4 42 50,1 43,3E (%) 2,6 2,8 6,5 4,9 12,4 8,3 13,1

n 16 20 18 7 4 6 4

Pinus sp. (Rojas, 2012)

X 49,2 48,8 45 48 43,7 48,7 45,5E (%) 3 2,3 3,1 3,5 4,9 2,2 2,2

n 21 18 25 12 12 15 16

Alnus acuminata (Ruíz, 2011)

X 37,0 41,9 44,4 41,2 37,7 46,7 32,9E (%) 4,3 2,7 2,8 3,6 4,8 3,7 9,4

n 12 29 13 8 21 15 18X= promedio, E (%)= error de muestreo calculado al 95% de confianza, n= tamaño de la muestra, n para las fracciones de necromasa es inferior al número de parcelas muestreadas porque en algunas de ellas no existía.


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de información de las Guías del IPCC o aquella que es comúnmente utilizada. En primera instan-cia, se resalta que una buena parte de los estudios en el nivel mundial solo evalúa la biomasa y/o el carbono en el componente leñoso aéreo (fuste y ramas), y principalmente en el fuste. Esto por ser en donde se encuentra el mayor stock, se presen-tan los mayores cambios de un periodo a otro, y por ser el que tiene carbono más duradero.

Del cuadro 1 se deduce que la fracción de car-bono varía entre los distintos componentes de la biomasa (es mayor en la biomasa más lignificada) y fue estimada con errores de muestreo muy acep-tables (E%˂10,0). La FC de los componentes leño-sos está cercana al valor de referencia del IPCC (2003; 0,45-0,50) para toda la biomasa en climas tropicales. Igual sucede con los factores de expan-sión de biomasa (cuadro 2), en donde estos varían de acuerdo con la especie, fueron estimados con bastante precisión (E%˂10,0) y están un poco dis-tantes de lo utilizado en el inventario nacional de GEI (FEB=1,75, solo para la biomasa aérea).

En el cuadro 3 se muestran las diferencias (sub o sobre estimaciones) que generan inexactitud en los estimados, los cuales conllevan una pobre valoración del verdadero aporte del sector forestal para combatir el cambio climático. Al calcular el carbono con la FC de 0,5, se generan sobreestima-ciones que superan el 3% (raíz de V. guatemalen-sis) con valores tan altos de hasta 26% (hojas de

A. acuminata). Para V. guatemalensis, la sobrees-timación por árbol es 21,2 kg de carbono (77,7 kg de CO2) y en A. acuminata es 60,4 kg (221,6 kg de CO2). Aun estimando carbono con una FC de 0,45 (valor recomendado para no sobreestimar), en la mayoría de los casos se generan sobreestimaciones (A. acuminata) y en algunos componentes subesti-maciones (ramas y raíz de V. guatemalensis).

El uso de FEB reportado en la literatura tam-bién genera errores en las estimaciones. Por ejem-plo, el FEB promedio para 35 especies de bosque secundario calculado en Costa Rica fue 1,44 y 1,56; 1,57; 1,46, para V. guatemalensis, H. alchorneiodes y A. acuminata, respectivamente (cuadro 2). En es-tos FEB se incluye la raíz y, aun así, están muy por debajo del valor de 1,75 utilizado en el inventario nacional de GEI o el empleado en estimaciones rea-lizadas como parte de la estrategia REDD+ de Cos-ta Rica (FEB=1,6). El valor usado en el inventario nacional de GEI sobreestima la biomasa en más del 10% (cuadro 4) y corresponde a un ejemplo, en don-de un valor de una investigación específica de sitio y especies se emplea para extrapolar valores a escala nacional, sin resolver problemas de incertidumbre del inventario.

El alto grado de dificultad y costo que con-lleva la determinación de la biomasa de la raíz (Fonseca, 2009; Husch, 2001; Schlegel, 2001; Sie-rra et al., 2001) ha generalizado el uso de valo-res de referencia en los inventarios de carbono.

Cuadro 2. Factores de expansión de la biomasa (FEB) y relaciones biomasa radical (Bra)-biomasa aérea total (Bat) y biomasa radical-biomasa del fuste (Bf) para las especies

en bosque secundario y especies nativas en plantación.

Tipo de bosque Estadístico FEB= Btotal/Bfuste Braíz/Baérea total Braíz/Bfuste

Bosque secundarioX 1,44 0,25 0,37

E (%) 3,84 8,29 10,37n 139 139 139

V. guatemalensisX 1,56 0,26 0,39

E (%) 12,68 21,16 18,16n 54 45 45

H. alchorneoidesX 1,57 0,30 0,52

E (%) 7,03 11,77 15,57n 58 42 42

Cupressus lusitanicaX 1,7 0,10 0,15

E (%) 6,6 22,3 32,8n 48 10 10

Pinus sp.X 1,4 0,10 0,13

E (%) 6,5 10,4 12,9n 63 23 23

Alnus acuminataX 1,43 0,18 0,22

E (%) 3,33 8,42 8,46n 47 47 47

X= promedio, E (%)= error de muestreo calculado al 95% de confianza, n= tamaño de la muestra.

Cuadro 3. Carbono por árbol (kg) estimado a partir de valores locales producto de investigación y con fracciones de carbono de las Guías del 2003 del IPCC (FC= 0,5 y 0,45).

Especie VariableComponente Necromasa

(Mg ha-1) Hierbas (Mg ha-1)Follaje Ramas Fuste Raíz

V. guatemalensisdap=40,5 cm (Fonseca, 2009)

Biomasa 24,56 254,98 478,88 98,56 0-13,7 0,25-3,8C con datos de proyecto 10,55 118,46 230,39 47,93 5,96 0,11-1,7C con FC= 0,5 12,28 127,49 239,44 49,28 6,85 0,13-1,9Diferencia (%) 14,09 7,08 3,78 2,74 13,0 15,4-10,5C con FC= 0,45 11,05 114,74 215,50 44,35 6,17 0,11-1,71Diferencia (%) 4,52 -3,24 6,91 -8,07 3,4 0,0-0,0

A. acuminatadap=41,6 cm (Ruíz, 2012)

Biomasa 22,08 151,34 620,62 130,60 0,43-34,0 0,7-7,14C con datos de proyecto 8,17 64,41 275,56 53,8 0,17-13,53 0,26-2,69C con FC= 0,5 11,04 75,67 310,31 65,3 0,22-17,0 0,35-3,57Diferencia (%) 26,0 14,88 11,20 17,61 22,7-20,4 25,7-24,6C con FC= 0,45 9,94 68,10 279,30 58,77 0,19-15,3 0,32-3,21Diferencia (%) 17,77 5,42 1,33 8,46 10,5-11,57 18,8-16,2

Cuadro 4. Biomasa por árbol estimada con factores de expansión por especie y con el valor utilizado en el inventario nacional de GEI (Chacón et al., 2009). FEB = 1,44; 1,56; 1,57; 1,46, para especies en

bosque secundario, V. guatemalensis, H. alchorneoides y A. acuminata, respectivamente.

EspecieBiomasa del fuste

(kg)Biomasa calculada con FEB

Diferencia (%)Por especie 1,75

Pentaclethra macroloba dap= 23,4 cm 120,57 173,62 211,0 17,72

Vochysia guatemalensis dap= 40,5 cm 478,88 747,05 838,04 10,86

Hyeronima alchorneoides dap = 28,8 cm 223,73 351,26 391,53 10,29

Alnus acuminata dap= 41,6 cm 275,56 402,32 487,48 17,47


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En el nivel mundial se reportan valores muy variados, según Dixon (1995) esta relación oscila entre 0,03 y 0,5 y, como se mencio-nó anteriormente, el IPCC (2006) reporta un rango de 0,20 a 0,57. MacDicken (1997) cita entre 10% y 40% de la biomasa aérea y reco-mienda utilizar entre 10% y 15% para no so-breestimar. Al utilizar un valor de 15% para estimar la biomasa se genera una subesti-mación, ya que la relación para muchas especies (cuadro 2) está entre 25% y 30%, que traducida a carbono, en un árbol con 300 kilos de biomasa aérea, ronda los 75 kg/árbol. Por otro lado, si se utilizara el valor recomendado por el IPCC (2006) para bosques tropicales de 11 a 20 años de edad (0,57), el resultado sería de una sobreestimación con respecto a los valores generados localmente.

El aporte al carbono total de componentes poco estudiados mundialmente como la necromasa y las hierbas, aunque pareciera marginal, genera un beneficio adicional que puede llegar hasta los 16,2 Mg C ha-1 (59,5 Mg CO2; cuadro 3), o el equi-valente a aproximadamente un 15% del carbono en el nivel de ecosistema (Fonseca et al., 2011b).

En resumen, si sumamos la incertidumbre en el cálculo del carbono por árbol por el hecho de utilizar factores de la literatura (FC, FEB, Br/Bat) y los extrapolamos a la hectárea, la cifra final está bastante alejada de la realidad. A esto debe agregársele el carbono no cuantificado en la necromasa, en la vegetación herbácea, en los productos de la madera y en el suelo. Es así como la selección de ecuaciones alométricas, factores

de expansión, fracción de carbono, densidad de la madera, etc. juegan un papel importante en las estimaciones y se reconoce que son también el origen de la mayor parte de los errores asocia-dos a la cuantificación de carbono en ecosistemas forestales (Chave et al., 2004; Elías y Potvin, 2003; Sarmiento et al., 2005). Hasta tanto no se tenga el inventario completo y con buena exacti-tud, es difícil tomar decisiones sobre bases sóli-das y comprender realmente cuál es el verdadero aporte del sector forestal al control del cambio climático.

Conclusiones

La ausencia de varias especificaciones téc-nicas a la hora de estimar emisiones en el marco del Programa País de reporte de inventarios de gases de efecto invernadero genera riesgos eleva-dos que reducen la aplicabilidad, comparabilidad y confiabilidad de los resultados, hecho que resta eficacia a esta iniciativa novedosa propuesta por el gobierno costarricense. Una situación similar se presenta en la estimación de las capacidades

de fijación y almacenamiento de carbono, don-de la complejidad ecológica de los ecosistemas forestales y la ausencia o escasa información sobre densidades de biomasa por sitio y especie conllevan el uso de valores de referencia en el ni-vel mundial, que generan mucha incertidumbre en las evaluaciones de carbono. A lo anterior se suma las estimaciones de carbono incompletas en los ecosistemas, con lo cual se hace poco proba-ble conocer cuál es el verdadero aporte del sec-tor forestal al control del cambio climático. Un resultado importante se refiere a que la eviden-cia confirma que, incluso en los casos cuando la información existe, la aplicación apropiada de esta depende completamente del usuario. Gran parte de los errores se debe a la falta de actuali-zación ante la nueva información desarrollada y al hecho de que, aun cuando se utilizan valores locales, es responsabilidad del usuario valorar si estos realmente son representativos a la escala para la cual se realiza el inventario. Es por esto que se deben aumentar los esfuerzos para gene-rar y utilizar indicadores nacionales que mejoren las estimaciones, como medida complementaria para avanzar en los procesos de monitoreo, repor-te y verificación.

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Balance de nitrógeno en una finca productora de leche caprina en el cantón de Barva, Costa Rica

Balance de nitrógeno en una finca productora de leche caprina en el cantón de Barva, Costa Rica

José P. Jiménez, Olger Leván y María I. Camacho

J. Jiménez, ingeniero agrónomo zootecnista, es académico e investigador en la Escuela de Ciencias Agrarias de la Universidad Nacional ([email protected]). O. Leván es estudiante de la Escuela de Ciencias Agrarias de la Universidad Nacional ([email protected]). M. I. Camacho es profesora, investigadora y coordinadora del Proyecto Producción Sostenible de Rumiantes Menores de la Escuela de Ciencias Agrarias de la Universidad Nacional ([email protected]).

Introducción

La caprinocultura es una actividad al-ternativa para productores, que les permite beneficiarse de sus productos

(leche y carne) en lugares donde se dificul-ta la crianza de ganado de mayor tamaño (French, 1970). También representa una fuente de ingresos económicos, a la vez que aporta proteínas de alto valor biológico para muchas familias (Elizondo, 2004).

En Costa Rica, la caprinocultura ha evolucionado desde la intensificación de la actividad en 1975 (Castro, 2003), debi-do a diversas razones, entre ellas: masco-tas, demanda en la producción de leche y carne, investigación científica, mejoras en tecnología y técnicas de manejo. Además, la formación de asociaciones y cooperativas de productores de leche caprina ha impul-sado esta actividad en la búsqueda de nue-vos productos y mercados (Castrillo, 2014). Este avance ha requerido la utilización de

ResumenEl objetivo del presen-

te trabajo fue cuantificar el aprovechamiento de nitró-geno en una finca de pro-ducción de leche caprina. La investigación se llevó a cabo en el módulo caprino del Pro-yecto Producción Sostenible de Rumiantes Menores de la Finca Experimental Santa Lucía de la Universidad Na-cional. Se utilizaron datos de compra de insumos, ven-tas de leche, compra y sali-da de animales entre enero y diciembre de 2012. Se em-plearon tres indicadores que permitieron analizar la efi-ciencia de las fincas. El nú-mero total de animales fue 102. La producción anual de leche fue 22 417,5 kg. La fin-ca importó un total de 729,8 kg de nitrógeno, del cual un 71% provenía de alimen-tos y solamente un 29% era

AbstractThe objective of this

study was to quantify the use of N in a goat milk pro-ducer farm located in the province of Heredia. Data such as feed purchases, milk sales, pur chase and removal of animals was compiled and analyzed between January and De-cember 2012. In order to evaluate the use of N, three indicators that al-lowed analyzing farm ef-ficiency were used. Total number of animals was 102. Annual milk produc-tion was 22 417,5 kg. The farm imported 729,8 kg of nitrogen, of which 71% came from feed and only 29% from fertilizers. Farm exported 113,3 kg of nitro-gen, of which 85,3% was exported as milk and only 14,7% as animals. The

Ciencias Ambientales 47: 32-43, ISSN: 1409-2158 / 2014. [Fecha de recepción: junio 2014. Fecha de aprobación: agosto 2014.]

proveniente de fertilizantes. La finca exportó 113,3 kg de nitrógeno, del que un 85,3% egresó de allí en la leche ven-dida y solamente un 14,7% de la venta de animales. La finca ingresó 38,7 g N/kg de leche producida. En general, el balance de N en la finca fue positivo, lo que indica que ingresó más del que sa-lió en forma de pro ducto, y permaneció el 84,5% del N importado. Las estrategias para reducir la excreción de N deben ir orientadas a mejorar las dietas ofrecidas, debido a que la mayor pro-porción de estos nutrientes ingresan por medio de la alimentación.

Palabras clave: balance de nutrientes, contaminación ambiental, eutrofización, nu-trición animal, leche caprina.

farm imported 38,7 g of N per kg of milk produced. In general, N balance was positive for all farms, indi-cating that more N entered the farm that came out in the form of product, show-ing that up to 84,5% of all imported N remained in the farms. Our results suggests that strategies to reduce N excretion should be developed, including improvements in the diet, since the largest N input is through imported feed.

Keywords: nutrient balance, environmental pollution, eutrophication, animal nu-trition, goat milk.

recursos externos (no producidos en las fincas), que son abastecidos por la impor-tación de materias primas a las fincas a través de alimentos balanceados, sales mi-nerales y fertilizantes químicos (Jiménez y Elizondo, 2014).

La incorporación de estos insumos se traduce en la necesidad de disponer de nu-trimentos requeridos, a ser el nitrógeno (N) el nutriente más ampliamente utilizado. Los alimentos balanceados incorporan el N en los contenidos de proteína cruda (PC) que los animales requieren en su metabo-lismo y es indispensable en la producción de leche (NRC, 2007). La deficiencia de PC en los animales provoca una reducida tasa de crecimiento, bajo consumo de alimen-to, pobre utilización de este, bajos pesos al nacimiento acompañados con alta mortali-dad, poca producción de leche y baja ferti-lidad, entre otros (Jurgens, 1993; Kellems y Church, 1998). Caso contrario, suplir de N en exceso a los animales aumenta su ex-

creción en la orina, prin-cipalmente como urea (Taminga, 1992), y está relacionado con algunos trastornos reproductivos (Jordan, Chapman, Hol-tan y Swanson, 1983; El-rod y Butler, 1993).

Los fertilizantes químicos también sumi-nistran grandes cantida-des de N a las fincas, ya que las formas más dispo-nibles en el suelo son ge-neralmente insuficientes para satisfacer los reque-rimientos de los forrajes y otros cultivos (Follet, 2001; Keeney y Hatfield,

Laura Chaverri. Finca en Santa Rosa de la Palmera de San Carlos.


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José P. Jiménez, Olger Leván y María I. CamachoBalance de nitrógeno en una finca productora de leche caprina en el cantón de Barva, Costa Rica


y/o es arrastrado por el agua de escorrentía y, eventualmente, puede llegar a aguas subte-rráneas o superficiales (Taminga, 1992; Nel-son, 1999; Fenton y Helyar, 2000).

Lo anterior pro-voca que dicho elemen-to se acumule en el agua, lo que aumenta su disponibilidad y al-tera las poblaciones de microorganismos, a través de cambios en su diversidad (Walker, 2000). En un momento dado, se beneficiarán los microorganismos consumidores de oxí-geno (aeróbicos), pero cuando este escasee se beneficiarán los mi-

croorganismos anaeróbicos (Knowlton y Herbein, 2000). Todo este cambio en la biodiversidad de los microorganismos presentes en las aguas altera su calidad y las hace no aptas para el consumo hu-mano (Walker, 2000).

Por esta razón, el balance de nutrientes en una explotación lechera es una herramienta agro-ambiental que permite identificar las entradas y salidas, así como considera sistemas de manejo que disminuyan las pérdidas de los elementos al medio ambiente, ya sea reduciendo las entradas o incrementando las salidas (Parris, 1999; Funaki y Parris, 2005).

Usualmente, las entradas de N en las leche-rías a través de alimentos y fertilizantes, son ma-yores que las salidas en leche, animales vendidos y cultivos (Satter, 2001; VandeHaar y St-Pierre, 2006). Estos excedentes tienden a incrementarse

2001). En general, el uso de los insumos anterior-mente mencionados permite que las plantas y los animales aprovechen al máximo su potencial gené-tico, al proveerles una alta cantidad de elementos requeridos para su mantenimiento y producción. Sin embargo, el uso desmedido de N provoca exce-sos que se acumulan en las fincas y generan toxi-cidad en los ecosistemas (García, Castro, Novoa, Báez y López, 2007). Los compuestos orgánicos de nitrógeno en el suelo se encuentran como pro-teínas, aminoácidos, aminoazúcares y otros com-puestos nitrogenados poco solubles (Broadbent, 1986). Mientras, los compuestos inorgánicos de N en el suelo incluyen amonio (NH4+), nitrito (NO2-), nitrato (NO3-), óxido nitroso (N2O), óxido nítrico (NO) y nitrógeno elemental (N2) (Follet, 2001). El NO3

- generalmente se encuentra en mayores concentraciones y, por ser tan soluble, se lixivia

conforme se intensifica la producción y aumenta la carga animal en las fincas (Halberg, van der Werf, Basset-Mens, Dalgaard y De Boer, 2005).

El presente trabajo tiene como objetivo cuan-tificar el aprovechamiento de N que es incorporado a través de alimentos balanceados, fertilizantes y animales, en la producción de leche caprina.

Metodología

El experimento se llevó a cabo en el módu-lo caprino del Proyecto Producción Sostenible de Rumiantes Menores de la Estación Experimental Finca Santa Lucía de la Universidad Nacional de Costa Rica, durante el 2013. La finca se ubica en Santa Lucía de Barva de Heredia, a 1200 msnm, con una precipitación anual media de 2452 mm, distribuidos de abril a noviembre, y una tempera-tura media de 20,2 ºC (IMN).

Los cálculos se realizaron utilizando el sis-tema de registro de compras de insumos y venta de animales de la Finca Santa Lucía. Los datos corresponden a los registrados durante el 2012 y la ejecución del experimento se realizó desde se-tiembre hasta noviembre del 2013.

Estimación de la cantidad de N importado

La estimación del N proveniente de los ali-mentos balanceados se calculó a través de las compras realizadas anualmente, corregidos por el porcentaje de materia seca (MS) y proteína cru-da (PC) dividido entre 6,25 (Moorby y Theobald, 1999), para obtener el valor de N elemental. El N proveniente de fertilizantes se calculó a través de la cantidad de fertilizante incorporado normal-mente al suelo, corregido por el porcentaje de N elemental descrito en la formula química.

SALIDAS

Animal

Estiércol

N inorgánico

N orgánico

Forraje bruto

N mineral en el suelo

Desechos del forraje

Forraje neto

Mineralización

ENTRADAS

Alimentos balanceadosSuplementos N

Fijación biológica N

PrecipitaciónFertilizantes

Leche y carneVolatilización

Estiércol

Forraje

DenitrificaciónLixiviación

Figura 1. Flujo de nitrógeno en un sistema ganadero de leche. Adaptado de Elizondo, 2006.

Laura Chaverri. Módulo caprino del Programa Producción Sostenible de Rumiantes Menores de la Universidad Nacional, en Heredia.


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Estimación de la cantidad de N exportadoPara el cálculo de la cantidad de N expor-

tado a través de la leche, se utilizó el registro de producción de leche de la Finca Santa Lucía, co-rregida por el valor de proteína y dividida por el factor de 6,38 (Moorby y Theobald, 1999). En la estimación de la cantidad de N exportado en la venta de animales, se utilizó registros de ventas de animales y se corrigieron por los factores 2,6% y 2,4% de N, de acuerdo con su peso vivo, para animales jóvenes y adultos, respectivamente (Pearson e Ison, 1997).

Cálculo de índices de aprovechamiento de nitrógeno

Para evaluar el aprovechamiento de N, se utiliza ron tres indicadores.

1. Indicador de Uso de N (IUN, %) como cociente entre la cantidad de N que permanece en la fin-ca y el total ingresado, lo cual muestra las inefi-ciencias del sistema (Bouldin y Klausner, 2002; Herrero, Gil, Flores, Sardi y Orlando, 2006).

2. Indicador de Consumo de N (ICN), cociente en-tre la entrada y salida de N (entrada N/salida N), que permite evaluar en cuántas veces las entradas de N a la finca superan a la salida, a través de los insumos considerados (Koelsch y Lesoing, 1999; Herrero et al., 2006).

3. Eficiencia Global del Balance (EGB, %), indica qué proporción del total de N que

ingre sa a la finca sale de este (salida N/entrada N x 100) (Spears, Kohn y Young, 2003; Herrero et al., 2006).

Resultados y discusión

Características generales de la finca evaluadaEl resumen de parámetros productivos y re-

productivos de la finca evaluada se observa en el cuadro 1. La finca mantuvo un promedio de 32 ca-bras en lactancia y la producción de leche diaria promedio, por cabra, fue 2,1 kg. Las lactancias tu-vieron una duración de alrededor de 289 días y la producción de leche promedio por lactancia, ajus-tada a 305 días, fue 640 litros. La alimentación del hato consistió en una mezcla de pasto king grass (Pennisetum purpureum) y morera (Morus alba) picado y ofrecido en canoa, bloque mineral y ali-mento balanceado, según la etapa de vida.

Entrada de nitrógenoCon respecto a la importación de N, el ma-

yor ingreso proviene de los alimentos balancea-dos. En total, el ingreso anual de N a la finca fue 729,8 kg, del cual un 71% provenía de los alimen-tos balanceados y solamente un 29% era prove-niente de fertilizantes. No se importó N a través de la compra de animales, debido a que no se re-gistraron compras de animales mientras se ejecu-taba el estudio.

La finca posee un plan de fertilización a base de fuentes nitrogenadas como nitrato de amonio y urea, mientras que las fuentes altas en fósforo como las fórmulas 10-30-10 se utilizaron en el es-tablecimiento de pasturas y/o forrajes.

Existe poca información de estudios simi-lares en explotaciones de leche caprina, aunque abunda información de experimentos similares en lecherías bovinas. Algunos de estos estudios han coincidido en que la variable que más apor-ta N al sistema es la alimentación (Spears et al., 2003; Herrero et al., 2006; Jiménez y Elizondo, 2014). Sin embargo, otros estudios han reportado que el aporte de N por medio de leguminosas pue-de llegar a ser el segundo en importancia (Hris-tov, Hazen y Ellsworth, 2006).

Salida de nitrógenoEl cuadro 2 muestra el balance entre ingresos

y egresos de N. La principal salida de N ocurre a través de la producción de leche de cabra. En total, se exportaron 113,3 kg de N, de los que un 85,3% egresó por la venta de leche, mientras que apenas un 14,7% por la venta de animales. La venta de ani-males ocurre en pequeña escala, ya que las hem-bras se mantienen en la finca como reemplazos de aquellas que acaban su vida útil. Los machos, por el contrario, son sujetos de venta y representan la principal salida de animales. En un estudio repor-tado por García et al. (2007), realizado en lecherías

bovinas en España, se reporta que el 90,7% del N es exportado por la leche y el restante 9,3% por la ven-ta de animales, mientras que datos de Costa Rica reportados por Jiménez y Elizondo (2014) muestran que la salida de N por leche vendida y venta de ani-males fue 93% y 7%, respectivamente.

Gramos de nitrógeno por kilogramo de leche producida

Al analizar la entrada de nutrimentos, usualmente se utiliza un patrón de referencia para lograr hacer comparaciones entre diferen-tes sistemas productivos. En ocasiones se utiliza el área de la finca, las unidades animales, entre otros. Sin embargo, lo anterior implica medicio-nes muy precisas de las áreas, mientras que las unidades animales varían según las interpre-taciones de unidad animal que se realizan en distintos países. Es por esto que, en el presente trabajo, se utilizó como referencia la cantidad de leche producida, por lo que se eliminan el efecto del área y tamaño del hato. Al respecto, se en-contró que el ingreso de N al sistema fue 38,7 g de N por kilogramo de leche producida. Trabajos similares realizados en Costa Rica, en 11 explo-taciones de lechería bovina, determinaron en-tradas promedio de 17,00 g de N por kilogramo de leche producida, aunque reportan ingresos de hasta 34,99 g de N por kg de leche (Jiménez, 2012). Según Jiménez (2012), los valores más

Cuadro 1. Resumen de parámetros del hato caprino de la Finca Santa Lucía, Barva de Heredia. Costa Rica, 2012.

Parámetro Promedio

Hembras adultas 40,3

Hembras en ordeño 31,4

Porcentaje de hembras en ordeño 77,9

Duración de lactancias (días) 289

Producción de leche ajustada a 305 días 640,5

Leche/día en 305 días 2,1

Cuadro 2. Resumen de ingresos, egresos y balance de N del hato caprino de la Finca Santa Lucía, Barva de Heredia. Costa Rica, 2012.

Ingresos kg %

Alimentos balanceados 518,3 71,0Fertilizantes 211,5 29,0Total 729,8 100,0

Egresos kg %

Leche 96,6 85,3Venta de animales 16,7 14,7Total 113,3 100Balance 616,5


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altos encontrados en su estudio están asociados a la mayor proporción de entradas de N a tra-vés de fertilizantes y baja proporción de entra-das por alimentos. Para el caso de la finca en estudio, los altos ingresos de N por kg de leche producida podrían estar asociados a desbalances nutricionales y excesos de PC en la dieta.

Es importante considerar que la diferencia entre estudios puede deberse, principalmente, al contraste entre los sistemas de producción capri-nos y bovinos e intrínsecos entre cada especie, aunque también a una serie de factores como ni-vel de producción de los animales, utilización de fertilizantes, tipo de ali mentación, cantidad de alimento balanceado ofrecido, entre otros.

Análisis de los índices de aprovechamientoEn el cuadro 3 se muestra los resultados de

los índices de aprovechamiento de esta investiga-ción y los obtenidos por diversos autores. Estos resultados permitieron mostrar concretamente la eficiencia o ineficiencia en el uso de N.

La Eficiencia Global del Balance (EGB, %) indica la proporción de N que sale de la finca en leche y carne, con respecto a los ingresos de estos vía insumos. Por lo tanto, valores altos de este indicador muestran un mejor aprovechamiento de N. En este sistema caprino el valor de la EGB

fue 15,52%. Considerando los resultados de estu-dios similares realizados en bovinos, se obtuvo un promedio de 25,27%, superior al obtenido en el presente estudio (Kuipers, Mandersloot y Zom, 1999; Domburg, Edwards, Sinclair y Chalmers, 2000; Laws, Smith, Cottrill, Dewhurst, 2002; Spears et al., 2003; Herrero et al., 2006; García et al., 2007; Jiménez y Elizondo, 2014).

El Indicador de Uso de Nitrógeno (IUN) denota las ineficiencias del sistema o finca en el uso de N, al mostrar las cantidades de este nutri-mento que permanecen en la finca con potencial contaminante para el medio ambiente (Bouldin y Klausner, 2002; Herrero et al., 2006). En el sis-tema caprino de la Finca Santa Lucía el valor del IUN en N fue un 84,48%. Este resultado es mayor al promedio encontrado en estudios similares en bovinos de leche, realizados en otros países, don-de el valor del IUN para N es 74,73% (Kuipers et al., 1999; Domburg et al., 2000; Laws et al., 2002; Spears et al., 2003; Herrero et al., 2006; García et al., 2007; Jiménez y Elizondo, 2014).

El Indicador de Consumo de Nitrógeno (ICN) permite evaluar en cuántas veces las en-tradas de N superan a las salidas. Valores altos en este indicador reflejan mayores ineficiencias en el sistema, debido a que se requieren más in-sumos por unidad producida ( Koelsch y Lesoing,

1999; Herrero et al., 2006). El ICN para el siste-ma caprino de la Finca Santa Lucía fue 6,44. El promedio para estudios similares con bovinos de leche es 4,20 (Kuipers et al., 1999; Domburg et al., 2000; Laws et al., 2002; Spears et al., 2003; Herrero et al., 2006; García et al., 2007; Jiménez y Elizondo, 2014).

De acuerdo con Jiménez (2012), la variabi-lidad de las eficiencias se debe en la mayoría de los casos a la proporción de N que ingresa a las fincas a través de alimentos o fertilizantes; por lo que las mayores eficiencias se dan cuando a las fincas ingresa más del 80% del N a través de los alimentos. A pesar de esto, se ha encontrado que el uso de subproductos de otras agroindustrias disminuye el aprovechamiento de N, en compa-ración con los alimentos balanceados (Jiménez, 2012), debido a que estos recursos poseen baja concentración de nutrientes y baja digestibilidad (Sánchez y Soto, 1998).

En términos generales, el balance de N fue positivo para el sistema caprino, lo que indica que ingresa más N en alimentos balanceados y fertilizantes, del que sale en forma de producto (principalmente leche y carne). Algunos autores han reportado eficiencias globales que oscilan en-tre 15% (Aarts et al., 1992) y 46% (Bacon et al., 1990). El promedio de eficiencia encontrado en el presente estudio fue 15,52%. Esto significa que el 84,48% de este N probablemente saliera del sistema a través de volatilización, escorrentía o lixiviación, el cual representa alta proporción del flujo de N en esta finca.

Es importante considerar que los sistemas pecuarios tienden a ser menos eficientes en la recuperación de N en producto, que los sistemas agrícolas (Goulding, Jarvis y Whitmore, 2008). Al respecto, Krupnik, Six, Ladha, Paine y van Kessel (2004) reportan valores de 39% y 35% de recuperación de N en producto (granos) en Norteamérica, para los cultivos de maíz y trigo,

Cuadro 3. Índices de aprovechamiento (%) de N en el hato caprino de la Finca Experimental Santa Lucía, Barva de Heredia. Costa Rica, 2012.

EGB, % IUN, % ICNFinca Experimental Santa Lucía 15,52 84,48 6,44Otros autoresJiménez y Elizondo, 2014 35,00 65,00 3,21García et al., 2007 23,23 76,77 4,30Herrero et al., 2006 33,38 66,62 3,00Spears et al., 2003 22,99 77,01 4,35Laws et al., 2002 19,83 80,17 5,04Domburg et al., 2000 19,63 80,37 5,09Kuipers et al., 1999 22,81 77,19 4,38Promedio 25,27 74,73 4,20



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respectivamente. Mientras, en Sudamérica, la re-cuperación fue de 31%, 39% y 69%, para los cul-tivos de maíz, arroz y trigo, respectivamente. Sin embargo, a pesar de que los sistemas intensivos de producción de leche generan gran cantidad de N excedente, su reciclaje por efecto de la excreta tiende a ser muy eficiente, debido a que se redu-cen las pérdidas de N por escorrentía (Chambers, Smith y Pain, 2000).

Posiblemente, en Costa Rica no se tiene una idea clara de la magnitud del problema, pero estudios han determinado que el exceso de N en el ambiente le cuesta a la Unión Europea entre 100 y 457 billones de dólares por año (Sutton et al., 2011). Los mismos Sutton et al. (2011) reco-nocen que es la primera vez que se atribuye un valor económico a los problemas ocasionados por

la contaminación con N, considerando las contri-buciones al cambio climático y a las pérdidas en la biodiversidad.

Estrategias para aumentar el aprovecha-miento de N

La producción animal y, particularmente, las leche rías están asociadas, de un modo inevi-table, con la produc ción de residuos y, en con-secuencia, con algún grado de contaminación ambiental, por lo que las estrategias para reducir la excreción de N en las lecherías deben comenzar mejorando la eficiencia en su utilización a través de los animales (Elizondo, 2006).

Los resultados obtenidos en este estudio re-velan que, en este sistema de producción caprina, la alimentación es la prin cipal entrada de N a la

finca, por lo que las estrategias para reducir la ex-creción de N deben comenzar mejorando la eficien-cia en su uso a través de los animales. Ante esta situación, Wu y Satter (2001) recomiendan que la pri mera estrategia para reducir la excreción de N es elimi nar el exceso de proteína de la dieta. La relación entre el consumo y la excreción de N en leche, orina y heces ha sido documentada por diversos autores. Mulligan, Dillon, Callan, Rath y O'mara (2004) y Wu y Satter (2000), por ejemplo, demostraron que, al reducir el contenido proteico de la ración, se redujo la excreción total de N sin afectar los parámetros productivos y reproducti-vos. Sin embargo, otros investigadores sugieren aumentar la digestibilidad de los alimentos, in-corporando proteínas no degradables en el nivel ruminal (Tamminga, 1996; Van Horn, Newton y Kunkle, 1996; He rrero et al., 2006) o alterando la fuente de almidones de la dieta (Burkholder, Guyton, Mckinney y Knowlton, 2004). Estas me-didas podrían ser implementadas en la finca en estudio, para lo cual se debe analizar la compo-sición nutricional de los ingredientes y balancear con precisión la dieta, de acuerdo con los requeri-mientos nutricionales que dicten las necesidades fisiológicas y productivas de cada animal.

En el caso de los sistemas de pastoreo, al-gunos autores sugieren que es de seable que la mayor cantidad de orina y heces quede distri-buida en los potreros. En ellos, la cantidad y distribución de estos residuos dependerán del manejo que se realice, con lo que es posible lle-gar a valores del 70% al 80% del total de heces producidas, mientras que la cantidad restante es la que se depositará en la sala de ordeño, desde la cual puede ser recolectada para utili-zarse como abono (White, Sheffield, Washburn, King y Green, 2001; Elizondo, 2006). Es preci-so aclarar que las instalaciones de la cabreriza poseen un piso de cemento en el nivel del suelo, en el cual se acumulan las excretas; mientras que los animales se encuentran sobre un piso

de reglas de madera a 80 cm de altura, sobre el piso de cemento. Por lo tanto, la medida ante-rior podría ser adoptada para grupos de anima-les cuyo manejo es menos intensivo y a los que se les permite destinar más horas al pastoreo, como es el caso de las cabras en período seco. Por su parte, las cabras en lactancia permane-cen estabuladas la mayor parte del tiempo, por lo que sus excretas se acumulan sobre el piso de cemento y son retiradas fácilmente por el personal.

La reutilización tanto de la excreta (sólida) como de los efluentes (líquidos) es una medida que puede ser implementada, realizando algunas adaptaciones, sobre todo para la captura de los efluentes. Este un paso importante para dismi-nuir la utilización de fertilizantes químicos y, por consecuencia, para mejorar los balances de N en la finca (Herrero et al., 2006).

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Interpretación del contenido de mercurio en muestras nacionales de pez vela (Istiophorus platypterus) y marlin (Makaira spp. o Tetrapturus spp.) a partir de parámetros toxicológicos internacionales

Interpretación del contenido de mercurio en muestras nacionales de pez vela (Istiophorus platypterus) y marlín (Makaira spp. o Tetrapturus spp.) a partir de parámetros toxicológicos internacionales

Carlos E. Calleja y Enrique Ramírez

C. Calleja es químico especialista en química ambiental y gestión ambiental. E. Ramírez es biólogo y director ejecutivo de la Federación Costarricense de Pesca.

Introducción

En Costa Rica el pez vela (Istiophorus platypterus) y diferentes variedades de marlín (Makaira spp. o Tetraptu-

rus spp.) son especies de interés turístico de-portivo (La Gaceta, 2005). Esto constituye un esfuerzo para la protección de este tipo de de-predadores marinos en actividades autosus-tentables, que actualmente genera mayores ingresos al país que su pesca comercial. Sin embargo, por tener un precio más bajo, son de amplio consumo popular (Soto Jiménez, Yong Chacón, Gutiérrez Li, Fernández Gar-cía, Lücke Bolaños, Rojas y González, 2010), lo cual pone en riesgo su sobrevivencia.

Además, existe otra razón para evitar que estas especies sean atrapadas con fines de consumo. Ambas, junto con una enorme variedad de otros depredadores marinos,

ResumenSe presentan los datos

sobre el contenido de mer-curio total en 11 muestras de pez vela y 11 de marlín, tomadas en comercios nacio-nales –donde se expenden con esos nombres–, obtenidos en un estudio conducido por la Federación Costarricen-se de Pesca. En el pez vela, las concentraciones variaron entre 0,85 y 1,30 mg de mer-curio/kg de pescado, con un promedio de 1,07±0,17 mg de mercurio/kg de pescado, y en el marlín entre 0,41 y 1,18 mg de mercurio/kg de pescado, con un promedio de 0,83±0,27 mg de mercurio/kg de pescado. Ambos casos exhiben valores cercanos al límite máximo recomendado por la Organización Mundial

AbstractTotal mercury results

in 11 samples of sail fish and 11 samples of marlin from national market places (where they are called with those names), from a study by the Costarican Fishing Fed-eration, are presented. Sail fish samples vary between 0,85 and 1,30 mg of mercury/kg of fish, with an average of 1,07±0,17 mg of mercury/kg of fish, and marlin samples varied between 0,41 and 1,18 mg of mercury/kg of fish, with an average of 0,83±0,27 mg of mercury/kg of fish. Both cases showed mercury concentra-tions close to the maximum recommended value of the World Health Organization (WHO) of 1 mg of mercury/kg of fish for predatory species.

Ciencias Ambientales 47: 44-59, ISSN: 1409-2158 / 2014 [Fecha de recepción: marzo de 2013. Fecha de aprobación: noviembre de 2013.]

de la Salud (OMS) de 1 mg de mercurio/kg de pescado para peces depredadores. Al menos el 64% de las mues-tras iguala o supera el um-bral toxicológico de la OMS para la ingesta semanal provisional tolerable, PTWI, calculado con base en por-ciones de pescado entre 100 g y 150 g. Los resultados indican la presencia de mer-curio en estas muestras y se utilizan para interpretar el contenido de mercurio a partir de los parámetros de la OMS, así como para pro-poner recomendaciones de consumo para Costa Rica. Los resultados son coheren-tes con el fenómeno mundial de acumulación de mercurio en los mares y en depreda-dores marinos, documenta-dos con un extenso número de referencias.

Palabras clave: pez vela, marlín, mercurio, metil-mercurio, bioacumulación, biomagnificación.

At least 64% of the samples was equal to or above the toxi-cological threshold of WHO, defined as the provisional tolerable weekly intake, PTWI, calculated for portion sizes between 100 g and 150 g. Results show the presence of mercury in these samples, and are used to interpret mercury content compared to WHO values and propose rec-ommendations for Costa Rica. These results are consistent with mercury accumulation in the ocean and in predatory fish observed worldwide, doc-umented with a large number of references.

Keywords: sail fish, marlin, mercury, methylmercury, bioac-cumulation, biomagnification.

acumulan metales pesados como cadmio, plomo y mercurio, en niveles que pueden llegar a ser tóxicos para el ser humano (Al-bert, 2001). Estos metales han sido estudia-dos desde hace más de 50 años en diferentes zonas marinas del mundo, y su acumula-ción en peces es motivo de alerta permanen-te entre los consumidores de zonas costeras de muchos países (Clarkson, 1987). Entre estos metales es especialmente importante el mercurio (United Nations Environmental Programme, 2004).

Se conocen dos intoxicaciones masi-vas con mercurio que provocaron la muerte de miles de personas. Una en la bahía de Minamata, Japón, a inicios de la década de 1950, y otra en Irak, a inicios de la década de 1970. El primer caso tuvo relación direc-ta con el consumo de pescado contaminado con mercurio (Clarkson, 2002).

El mercurio se acumula en forma de metilmercurio (compuesto orgánico de mer-curio) en el tejido de depredadores marinos,

Pez vela (tomado de www.fishidentificationblog.blogspot.com).


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tales como el tiburón y el pez espada (United Nations Environmen-tal Programme, 2004). Esta forma orgánica co-rresponde a no menos del 90% del mercurio total en el depredador (Clarkson, 1987). Di-versas investigaciones han revelado que cuan-to mayores sean el ta-maño del pez y su masa corporal mayor será la concentración total de metilmercurio (Sones-ten, 2003; Penningroth, 2010). Existe suficiente información internacional que lo demuestra, sin embargo, estudios semejantes para Costa Rica son escasos.

En este artículo se presentan datos de con-centración de mercurio total en muestras de pez vela (Istiophorus platypterus) y marlín (Makai-ra spp. o Tetrapturus spp.) en Costa Rica, obte-nidas por la Federación Costarricense de Pesca (FECOP) en el comercio nacional, por ser depre-dadores marinos relevantes para la salud pública y debido al interés turístico-deportivo de ambas especies (M. E. Ramírez Guier, comunicación per-sonal, marzo 22, 2012). Los datos se comparan con parámetros internacionales y se interpretan con base en los criterios toxicológicos de la OMS. Se incluyen referencias de estudios científicos realizados en los últimos 30 años sobre la toxico-logía del mercurio, que han permitido a gobiernos de diferentes países emitir recomendaciones para el consumo de depredadores marinos en la die-ta, por existir una relación entre su consumo y la exposición de las personas al mercurio (United Nations Environmental Programme, 2004; Kara-tela, Paterson, Schluter y Antriss, 2011).

El objetivo de este trabajo es presentar los datos de concentración de mercurio en el pez vela y el marlín en Costa Rica, en las muestras obteni-das por FECOP, y compararlos con los valores reco-mendados de contenido de mercurio en pescado de la Organización Mundial de la Salud (OMS). Esta comparación sustenta la necesidad de prevenir la pesca del pez vela y del marlín en Costa Rica, para el consumo humano. Así mismo, permite compren-der el riesgo por exposición que conlleva la bioa-cumulación de mercurio en ambas especies, para la salud de los habitantes del país, y promueve el cumplimiento de la legislación nacional (La Gaceta, 2005; La Gaceta, 2009), hecho que pone estos datos a disposición de las autoridades competentes.

Antecedentes históricosEl mercurio tiene un origen natural y posee

diversos usos, tales como en la fabricación de com-ponentes eléctricos y electrónicos, en la producción de papel, en la minería de oro, entre muchos. Como cualquier otro recurso natural para la producción, su ciclo de vida finaliza con la descarga de mercurio en distintas formas químicas, en el agua, el aire y

Pez marlín (tomado de www.ocean-images.com).

el suelo; la más común es la evaporación, debido a que es un líquido. El mercurio también tiene pro-piedades toxicológicas particulares que han sido es-tudiadas ampliamente (Clarkson, 2002). A inicios del siglo XX, se tenía conocimiento de intoxicacio-nes con mercurio. Sin embargo, no fue sino hasta inicios de la década de 1950 cuando se confirmaron eventos masivos de envenenamiento por mercurio y metilmercurio, como consecuencia de su acumula-ción en tejido vivo al ingerir pescado (Penningroth, 2010; Clarkson, 1987). En esa época, en Japón, la descarga de mercurio por parte de una empresa, en la Bahía de Minamata, durante varios años, provo-có la muerte de varios pescadores artesanales y de sus familias, en 1953, por el consumo de pescado contaminado con mercurio. Con el tiempo se ha de-terminado que esta contaminación se conocía desde 1939, sin embargo, no se tomaron medidas oportu-namente (Penningroth, 2010; Jobin, 2005; Ministry of the Environment Japan, 2011). A finales de la década de 1950, en Suecia se observó que algunas aves depredadoras manifestaban desórdenes neu-rológicos. La acumulación de mercurio en estas aves fue confirmada al analizar las plumas y encon-trar concentraciones anormalmente altas de mer-curio en aves marinas que cazaban peces (Clarkson, 2003). El evento más importante ocurrió en Irak, entre 1971 y 1972. Cerca de 6 000 casos fueron in-gresados a los hospitales de ese país por envene-namiento con mercurio. Estudios epidemiológicos lograron determinar efectos neurológicos severos en 40 000 personas, aproximadamente (Skerfving y Copplestone, 1976; Bakir, Rustman, Tikriti, Al-Damluji y Shihristani, 1980).

Las investigaciones alrededor de estos even-tos lograron dar inicio a un interés por conocer a fondo la toxicología del mercurio, que se mantiene en fuerte crecimiento. Un área de especial interés es el estudio de los procesos de acumulación en los tejidos vivos (bioacumulación) y cómo aumen-ta la concentración de mercurio y metilmercurio en los distintos niveles de la cadena alimentaria

(biomagnificación), en diferentes especies ma-rinas. Existen estudios que evidencian cómo es-tos procesos afectan la salud de las personas que consumen pescado regularmente en su dieta (Penningroth, 2010; European Commision, 2008; World Health Organization, 2003).

Dispersión del mercurioEl mercurio es un contaminante global que ca-

rece de barreras ambientales (Munthe, Fjeld, Meili, Porvari, Rognerud y Verta, 2004; Goodsite, 2003). Por lo tanto, no es una preocupación exclusiva de algún país en particular, ni de una zona geográfica específica, sino mundial, y tiene un origen natural agravado por las actividades humanas. Las formas más comunes son las inorgánicas derivadas del mer-curio metálico, que forman complejos estables, los cuales permanecen en el suelo. Las formas orgáni-cas, originadas del metabolismo del mercurio por parte de microorganismos, son solubles en agua, por lo tanto, se dispersan rápidamente en capas húme-das del suelo, o principalmente en sedimentos ma-rinos donde son absorbidas por el zooplancton. En esta etapa se inicia su incorporación a la cadena ali-mentaria, hasta llegar a peces de gran tamaño, que representan un riesgo potencial de exposición a los efectos del mercurio en las personas que los comen (Morel, Kraepiel y Amyot, 1998; United Nations En-vironmental Programme, 2004; Clarkson, 2002).

Toxicidad del mercurioActualmente, se sabe que más del 90% del

mercurio en los peces está en forma de metilmer-curio. El mercurio inorgánico y el etilmercurio (otra forma orgánica) están presentes en con-centraciones mucho menores (Clarkson, 2002; Martins do Nascimento, Oliveira, Crespo-López, Macchi, Maués, Pinheiro, Silveira y Herculano, 2008; Aschner y Aschner, 2007; Aschner, 2000).

Existe una enorme variedad de estudios que demuestra la acumulación de mercurio en peces. En ellos se ha identificado que el metilmercurio se


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distribuye en los tejidos, debido a su solubilidad en agua, y no a un me-canismo de acumulación en tejido graso. En este proceso de distribución en el organismo de los peces, el mercurio se acumula, pues forma enlaces estables con aminoácidos que con-tienen azufre y, de este modo, se queda dentro del cuerpo del animal (Karatela et al., 2011; Hutcheson, Smith, Wa-llace, Rose, Eddy, Sulli-van, Pancorbo y Rowan West, 2007; Kamman, Burgess, Driscoll, Simonin, Goodale, Linehan, Estabrook, Hutcheson, Major, Scheuhammer y Scruton, 2005; Paterson, Blan-chfield, Podemski, Hintelman, Gilmour, Harris, Ogrinc, Rudd y Sandilanks, 2006; Voegborlo, El-Methnan y Abedin, 1999; Chiou, Jiang y Kumar-Danaduri, 2001; Jahed Khaniki, Alli, Nowroozi y Nabizadeh, 2005; Sampaio da Silva, Lucotte, Roulet, Poirier, Mergler, Oliveira Santos y Crossa, 2005; Morrisey, Rasmusen y Okada, 2004).

Cuando las personas consumen pescado con altos niveles de mercurio, el metilmercurio es ingerido y en el ser humano ocurre un pro-ceso de bioacumulación semejante al que ocu-rrió en el pez (Sousa Passos, Sampaio da Silva, Lemire, Fillion, Guimaraes, Lucotte y Mergler, 2008; Pinheiro, Okiwa, Vieira, Gomes, Guima-raes, Crespo-López, Müller, Amoras, Ribeiro, Rodrigues, Cortés y Silveira, 2006). En humanos el metilmercurio se absorbe por vía intestinal en un 95% y se intercambia por medio del torren-te sanguíneo. Esto se ha demostrado por análisis de biomarcadores específicos en humanos, tales como la sangre (Timbrell, 2000; Cole, Kearney,

Sanin, Leblanc y Weber, 2004; Rowland, Robin-son y Doherty, 1983), la orina, la leche materna, el líquido amniótico, el cordón umbilical (Coun-ter y Buchanan, 2004; Delgard, Grandjean, Jör-gensen y Weihe, 1994; Geier y Geier, 2007), así como el cabello y las uñas (Clarkson, 2002). En las matrices líquidas, el mercurio se mantiene como metilmercurio. Su distribución en el cuerpo causa daño renal, daños neurológicos y, en muje-res embarazadas, traspasa la barrera placenta-ria, disminuye la concentración total en la madre y la aumenta en el feto que no es capaz de eli-minarlo. Esto ocurre a concentraciones tan bajas como 0,3 microgramos de mercurio/kg de masa corporal (World Health Organization, 2008). El mercurio en uñas y cabello se acumula porque se enlaza fuertemente a los aminoácidos que contie-nen azufre, donde permanece en forma estable durante años (Johnsson, Sällsten, Schütz, Sjörs y Barregärd, 2004). Se ha comprobado que las con-centraciones de mercurio en estos biomarcadores son muchas veces superiores entre las personas que consumen depredadores marinos en sus die-tas (Sousa Passos et al., 2008; Cole et al., 2004).

Pez vela (tomado de www.pronaturephotographer.com).

Un fenómeno similar ocurre en las plumas de aves marinas que se alimentan de pescado (Bond y Lavers, 2005).

Estudios en Costa RicaEntre la literatura revisada sobre el tema,

se encontraron únicamente tres estudios realiza-dos en Costa Rica relacionados con la determina-ción de mercurio. El primero de ellos reporta el desarrollo de un método de análisis químico para medir mercurio total en pescado en el nivel de mi-crogramos por kilogramo (Barquero, 1997).

El segundo estudio corresponde a una eva-luación de los niveles de mercurio en arrecifes co-ralinos a lo largo de la costa caribeña entre Costa Rica y Panamá. En esa investigación los auto-res analizaron 23 arrecifes; encontraron que los

niveles más altos de los 23 sitios estudiados están en Moín, Limón (Guzmán y García, 2002).

El tercer estudio corresponde al monitoreo de metales pesados en plumas de aves residentes en Costa Rica y Panamá. Los autores encontraron que el ave con mayor contenido de mercurio es el martín pescador estadounidense enano (Chlo-roceryle aenea), un ave marina en Caño Palma, Refugio de Vida Silvestre Barra del Colorado. El nivel encontrado fue 11,29 ppm de mercurio en las plumas. Niveles superiores a 4,6 ppm se con-sideran elevados (Lane, Brenes, Doherty, Elizon-do, Taylor y Rinker, 2011).

Metodología

Las especies se seleccio-naron considerando su interés turístico-deportivo, las restriccio-nes para su pesca comercial, y la existencia de suficiente evidencia científica que demuestra la bio-acumulación y biomagnificación de mercurio en grandes pelagios (M. E. Ramírez Guier, comunica-ción personal, marzo 22, 2012; La Gaceta, 2005; La Gaceta, 2009; Choi y Grandjean, 2012).

MuestrasSe estudiaron 11 muestras

de pez vela (Istiophorus platypte-rus) y 11 de marlín (Makaira spp. o Tetrapturus spp.) tomadas di-rectamente del comercio, donde se expenden con esos nombres, en presencia de un abogado con fe pública, entre agosto de 2011 y abril de 2012. Debido a que las muestras se tomaron en pesca-derías nacionales, no se puede identificar específicamente la

Cuadro 1. Resultados reportados por muestra, valor promedio y desviación estándar del promedio por especie, para n = 11.

Muestra Resultado / (mg/kg)Valor promedio /

(mg/kg)Vela 1,26

(1,07±0,17)

Vela 0,94Vela 1,28Vela 1,07Vela 0,94Vela 0,85Vela 1,30Vela 1,25Vela 0,95Vela 0,87Vela 1,10

Marlín 0,75

(0,83±0,27)

Marlín 1,18Marlín 1,17Marlín 0,82Marlín 0,72Marlín 0,58Marlín 1,00Marlín 0,98Marlín 0,41Marlín 1,07Marlín 0,50


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variedad de marlín. Las muestras fueron enviadas a analizar a laboratorios costarricenses acredita-dos, para medir la concentración de mercurio total. Los resultados pueden ser verificados en los infor-mes reportados a FECOP (M. E. Ramírez Guier, comunicación personal, mayo 15, 2012).

Metodología de análisisLos reportes de los laboratorios indican que

las determinaciones se realizaron con el método FSIS MER 1991 por espectroscopia de absorción atómica sin llama, que es el método estándar para analizar mercurio (La Gaceta, 1996). Los resultados se refieren exclusivamente a las mues-tras tomadas. Los reportes oficiales originales de los análisis se encuentran en las oficinas de la Fe-deración Costarricense de Pesca (M. E. Ramírez Guier, comunicación personal, marzo 22, 2012). Se recopiló información internacional disponible del Programa de Naciones Unidas para el Medio Ambiente (UNEP), de la OMS, de la Agencia Nor-teamericana de Protección Ambiental (USEPA) y de la Organización no Gubernamental Salud Sin Daño (SSD). Para comparar las concentra-ciones de mercurio en las muestras recolectadas, se utilizaron los niveles máximos recomendados por la OMS desde 1995, que corresponden a los mismos valores que ri-gen en Costa Rica (La Gaceta, 2008). Para do-cumentar el proceso de biomagnificación de mer-curio en grandes pelagios en regiones geográficas cercanas a Costa Rica, se utilizó el estudio realiza-do en el Golfo de Califor-nia por Soto-Jiménez y otros en 2010.

Resultados y discusión

En el cuadro 1 se presentan los resultados reportados para las muestras analizadas (M. E. Ramírez Guier, comunicación personal, marzo 22 y mayo 15, 2012).

En la figura 1 se observa la comparación de los resultados, así como los valores promedio in-dicados en el cuadro 1.

En el cuadro 1 y en la figura 1 se observan las concentraciones de mercurio total en mg de mercurio/kg de pescado, en las muestras de pez vela y marlín recolectadas por FECOP (líneas A y B). Los resultados reportados indican que el 100% de las muestras recolectadas por FECOP contiene mercurio.

En las muestras de pez vela (línea A) se aprecian concentraciones que varían entre 0,85 y 1,30 mg de mercurio/kg de pescado, con un prome-dio de 1,07±0,17 mg/kg (línea C). En las muestras de marlín (línea B) las concentraciones varían en-tre 0,41 y 1,18 mg/kg, con un valor promedio de 0,83±0,27 mg/kg (línea D). La OMS establece un

Figura 1. Comparación de las concentraciones de mercurio total en las muestras de pez vela (Istiophorus platypterus) y marlín (Makaira spp. o

Tetrapturus spp.) recolectadas por FECOP (A y B), valores promedio y des-viación estándar del promedio por especie (C y D).

límite máximo recomendado de 1 mg de mercu-rio/kg de pescado para peces depredadores (World Health Organization, 1995). El promedio para el pez vela es mayor a este umbral y el del marlín muy cercano.

El límite máximo recomendado por la OMS para mercurio en pescado es un valor de referen-cia para proteger la salud pública. Este valor se basa en la ingesta semanal provisional recomen-dada para las personas, PTWI (PTWI son las si-glas de “Provisional Tolerable Weekly Intake”, la Ingesta Semanal Provisional Tolerable), que es el nivel toxicológico recomendado por la mis-ma OMS igual a 1,6 μg de metilmercurio/kg de masa corporal de la persona por semana (1,6 μg/kg equivale a 0,0016 mg/kg) (World Health Orga-nization, 1995). La Comisión Conjunta de la Or-ganización para la Agricultura y la Alimentación (FAO) y la OMS han realizado los cálculos para la estimación del valor PTWI, a partir de porcio-nes de pescado de 100 g (por ejemplo, las latas de atún tienen un peso escurrido de 120 g), para per-sonas con una masa corporal de 60 kg, asumiendo que el 100% del mercurio se encuentra en forma de metilmercurio (World Health Organization, 2010). Aplicando estos parámetros a las muestras nacionales se obtienen los valores que se indican en el cuadro 2. Esos valores se calcularon de la siguiente forma:

(Conc. Hg en muestra)*(0,100 kg)/(60 kg) = Ingesta semanal

Con. Hg en muestra = concentración total de mercurio en la muestra en mg/kg

0,100 kg = porción equivalente a 100 g de pescado por semana

60 kg = masa corporal promedio utilizada en los estudios de la OMS

Cuadro 2. Valores calculados de la ingesta semanal de mercurio para las muestras recolec-tadas por FECOP, utilizando los parámetros del CODEX Alimentarius y la Comisión FAO/OMS

(World Health Organization, 2010).

MuestraConcentración de mercruio /

(mg/kg)

Ingesta semanal / (μg/kg * semana)

Valor de referencia CODEX /(μg/kg * semana) (PTWI)

Vela 1,26 2,1

1,6

Vela 0,94 1,6

Vela 1,28 2,1

Vela 1,07 1,8

Vela 0,94 1,6

Vela 0,85 1,4

Vela 1,30 2,2

Vela 1,25 2,1

Vela 0,95 1,6

Vela 0,87 1,5

Vela 1,10 1,8

Marlín 0,75 1,3

Marlín 1,18 2,0

Marlín 1,17 2,0

Marlín 0,82 1,4

Marlín 0,72 1,2

Marlín 0,58 1,0

Marlín 1,00 1,7

Marlín 0,98 1,6

Marlín 0,41 0,7

Marlín 1,07 1,8

Marlín 0,50 0,8

En el cuadro 2 se presentan valores com-parables con el PTWI, calculados a partir de las concentraciones de mercurio en las muestras recolectadas por FECOP y los parámetros uti-lizados por la Comisión Conjunta FAO/OMS, para estimar el riesgo por exposición a mercurio (World Health Organization, 2010). Como pue-de apreciarse, dos terceras partes de los valores


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calculados para las muestras son iguales o supe-ran el valor PTWI recomendado por la OMS.

Si las porciones fueran diferentes, entonces la exposición a mercurio también cambiaría, tal como se muestra a continuación. En el cuadro 3 se

presentan valores de ingesta calculados con base en porciones de diferente tamaño en las muestras recolectadas por FECOP.

Como se ve en el cuadro 3, incrementar la porción de 100 g en 25 g provocaría que 18 de las

Cuadro 3. Valores calculados de la ingesta semanal de mercurio para las muestras recolectadas por FECOP, utilizando los parámetros del CODEX Alimentarius, la Comisión FAO/OMS

(World Health Organization, 2010) y porciones mayores.

MuestraConcentración de mercruio / (mg/kg)

Ingesta semanal / (μg/kg*semana) Valor de referencia CODEX / (μg/

kg*semana) (PTWI)

Porción de 100 g

Porción de 125 g

Porción de 150 g

Vela 1,26 2,1 2,6 3,2

1,6

Vela 0,94 1,6 2,0 2,4

Vela 1,28 2,1 2,7 3,2

Vela 1,07 1,8 2,2 2,7

Vela 0,94 1,6 2,0 2,4

Vela 0,85 1,4 1,8 2,1

Vela 1,30 2,2 2,7 3,3

Vela 1,25 2,1 2,6 3,1

Vela 0,95 1,6 2,0 2,4

Vela 0,87 1,5 1,8 2,2

Vela 1,10 1,8 2,3 2,8

Marlín 0,75 1,3 1,6 1,9

Marlín 1,18 2,0 2,5 3,0

Marlín 1,17 2,0 2,4 2,9

Marlín 0,82 1,4 1,7 2,1

Marlín 0,72 1,2 1,5 1,8

Marlín 0,58 1,0 1,2 1,5

Marlín 1,00 1,7 2,1 2,5

Marlín 0,98 1,6 2,0 2,5

Marlín 0,41 0,7 0,9 1,0

Marlín 1,07 1,8 2,2 2,7

Marlín 0,50 0,8 1,0 1,3

22 muestras conduzcan a una ingesta igual o su-perior al valor PTWI. Incrementarla en 50 g con-duciría a que la ingesta supere ese valor en 19 de las 22 muestras. Si la porción fuera de 200 g, todas las muestras superarían el umbral. En el CODEX Alimentarius de la OMS se indica que, cuando los niveles son excedidos, los gobiernos deben decidir cuáles recomendaciones deben darse para restrin-gir el consumo, especialmente en poblaciones vul-nerables (World Health Organization, 1995).

Los resultados se han comparado con el PTWI por ser un parámetro toxicológico relacio-nado con la concentración de mercurio en pes-cado. El PTWI es común tanto en depredadores marinos como en especies pequeñas no depreda-doras que poseen un límite máximo recomendado de mercurio menor. Los peces depredadores tie-nen una concentración máxima recomendada de mercurio de 1 mg de mercurio/kg de pescado. Esto es el doble de la recomendada para peces no de-predadores, 0,50 mg de mercurio/kg de pescado. La razón de esto no es que el consumo de especies depredadoras sea menos riesgoso para la salud, sino que estas especies acumulan más mercurio debido a su mayor peso corporal y tamaño, así como por sus hábitos alimenticios en aguas más profundas donde consumen más mercurio (Morel et al., 1998; Choy, Popp, Kaneko y Drazen, 2009). Esto conlleva un mayor riesgo para la salud, pues la ingesta de una porción de cualquier especie de-predadora, menor a la de una especie no depre-dadora, podría conducir a una mayor exposición a los consumidores. Esto se refleja en el hecho de que ambas concentraciones límite convergen en el mismo PTWI. En los cuadros 1 y 2 se aprecia que 21 de las 22 muestras tienen concentraciones de mercurio superiores al umbral para especies no depredadoras (World Health Organization, 1995; World Health Organization, 2008).

Los resultados anteriores también tienen relación con la bioacumulación y biomagnifica-ción del mercurio. Existe una tendencia hacia el

incremento de su concentración en el ambiente (Morel et al., 1998) y en los peces depredadores. Por eso los depredadores marinos tienden a exhi-bir concentraciones de mercurio superiores al ni-vel máximo recomendado por la OMS para peces no depredadores. Esto ha motivado que la OMS recomiende limitar su consumo, pues la concen-tración de mercurio en especies depredadoras no tenderá a bajar (World Health Organization, 2010; European Comision, 2008).

La OMS posee un registro de las concen-traciones de mercurio encontradas por diferentes investigadores entre 1997 y 2008. Las especies reportadas por los investigadores son diversas en tamaño, origen y consumo, y confirman la ten-dencia de los grandes pelagios a acumular más mercurio. Este mismo comportamiento ha sido verificado por la Administración de Medicamen-tos y Alimentos de los Estados Unidos de Amé-rica (US-FDA). Los resultados de la OMS y de la FDA evidencian la presencia de concentraciones de mercurio perjudiciales para la salud de las personas que consumen depredadores marinos. También confirman que esas concentraciones no tienden a ser inferiores al umbral de la OMS, sino más bien van en aumento. El nivel de refe-rencia más alto de OMS para los depredadores marinos no significa que el consumo de estos sea más seguro, significa que contienen más mercurio (World Health Organization, 2008; United Status Food and Drug Administration, 2012).

En la figura 1 se observó que las muestras de pez vela tienen concentraciones promedio de mercurio superiores al nivel recomendado por la OMS, y las de marlín están cerca. Esto se agrava con el hecho de que la bioacumulación va en au-mento y se sabe que los síntomas por exposición a mercurio podrían tardar años en manifestarse (Weiss, Clarkson y Simon, 2002).

Los datos de la OMS y la FDA son coheren-tes con un estudio realizado en el Golfo de Califor-nia en 2010. En ese estudio, los autores incluyeron


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la medición de tamaño y masa corporal de los peces. Esas mediciones, junto con la determina-ción de mercurio en las muestras del marlín (Tetrapturus audax) y del pez vela (Istiophorus platypterus), confirman el proceso de biomagni-ficación reportado por la OMS en el nivel mun-dial, y por la FDA en los Estados Unidos, pues la concentración de mer-curio fue mayor cuan-to más grandes fueron los especímenes (World Health Organization, 2008; United Status Food and Drug Admi-nistration, 2012; Soto-Jiménez et al., 2010).

Con respecto a las muestras del estudio del Golfo de California, es importante hacer notar que el estudio de Soto-Jiménez et al. (2010) es concluyente en los siguientes aspectos: 1) hay mer-curio en el pez vela y el marlín de las mismas varie-dades presentes en Costa Rica, y 2) la concentración de mercurio es mayor cuanto mayor sea el tamaño del espécimen. Esto resulta muy importante para Costa Rica, pues el Golfo de California es una zona geográfica más cercana, ambas especies son migra-torias y se carece de estudios científicos similares en nuestro país.

La exposición de especies marinas a mercu-rio es un problema global (Morel et al., 1998) y la información disponible es aplicable a diferen-tes zonas geográficas. Sobre el uso de estudios

realizados en zonas geográficas diferentes, la mis-ma OMS indica que “…en regiones donde la fuente primaria de la carga de mercurio sea global (esto es, en ausencia de fuentes locales de mercurio) …, los datos registrados en otras áreas diferentes del área de interés son útiles para proporcionar estimaciones de los niveles de metilmercurio en peces, siempre que sean especies idénticas o simi-lares, que sean parte de redes alimenticias simi-lares …” (World Health Organization, 2008). Esto sustenta la utilidad de la información anterior en el caso de Costa Rica, donde también es necesario estudiar las fuentes locales de mercurio.

Pez vela (tomado de www.saltwatersports.com).

La información de la figura 1 y los cuadros 1, 2 y 3 es clara en cuanto a la presencia de mercurio en las muestras nacionales, en niveles superiores al PTWI para las porciones indicadas. La informa-ción internacional demuestra la tendencia global hacia la biomagnificación y bioacumulación del mercurio en depredadores marinos y el riesgo de su consumo por parte de la población. A continua-ción, se presentan consideraciones adicionales so-bre dicho riesgo, reconociendo el valor nutricional del pescado en la dieta de las personas.

Análisis riesgo-beneficio acerca del consumo de pescado, realizado por la Comisión Conjunta FAO/OMS

La Comisión Conjunta FAO/OMS, recono-ciendo el valor nutricional del pescado, analizó la relación que existe entre los beneficios del consu-mo de pescado, debido al efecto nutricional y neu-rológico de los ácidos grasos omega 3 en la dieta, contra los riesgos para la salud por la ingesta, debidos al contenido de mercurio (World Health Organization, 2010). Para ello, usaron como re-ferencia la suma de las concentraciones EPA + DHA (ácido eicosapantenoico y ácido docosa-hexaenoico, respectivamente), que son los ácidos tipo omega 3 más abundantes en el pescado, y la concentración total de mercurio. La comparación de las concentraciones de ácidos omega 3 contra la concentración de mercurio total provee una herramienta para decidir cuáles pescados comer. En general, recomiendan que se deben comer pes-cados muy ricos en omega 3 y lo más bajos posible en mercurio. De acuerdo con distintas fuentes, los efectos negativos del mercurio son superiores a los efectos positivos de los ácidos omega 3, cuando la concentración de mercurio es superior a 0,50 mg/kg (World Health Organization, 2010; Choi y Grandjean, 2012).

Algunos ejemplos reportados como altos en omega 3 y bajos en mercurio son: el salmón (On-corhynchus spp.) (1590 mg de omega 3/100 g de

pescado y 0,04-0,13 mg de mercurio/kg de pesca-do), la sardina (Sardina pilchardus) (980 mg de omega 3/100 g de pescado y 0,02-0,03 mg de mer-curio/kg de pescado) y la trucha (Oncorhynchus mykiss) (580 mg de omega 3/100 g de pescado y 0,14-0,15 mg de mercurio/kg de pescado). Sin em-bargo, especies como el tiburón (Selachimorpha spp.) (220 mg de omega 3/100 g de pescado y 0,75-0,99 mg de mercurio/kg de pescado) y el pez espa-da (Xiphias gladius) (580 mg de omega 3/100 g de pescado y 0,98-1,03 mg de mercurio/kg de pesca-do) tienen menos omega 3 y más mercurio (Choi y Grandjean, 2012; World Health Organization, 2010). La Comisión Conjunta FAO/OMS cuenta con registros similares, entre los que se incluye el marlín (Makaira spp.) (con 30 mg de omega 3/100 g de pescado y 0,78 mg de mercurio/kg de pescado); es decir, es pobre en omega 3 y rico en mercurio. Esto confirma que es más beneficioso para la dieta consumir pescados pequeños, y no grandes depredadores. En las referencias no se encontraron datos similares de pez vela.

Principio precautorio y percepción del riesgoExisten muchos estudios que demuestran la

toxicidad del mercurio, los mecanismos a partir de los cuales se incorpora y actúa dentro del cuer-po, y que existe una mayor acumulación entre in-dividuos que comen especies pelágicas. También hay evidencia de que la concentración de mercu-rio tiende a aumentar al ascender hacia niveles tróficos superiores y esto provoca un incremen-to en los niveles de mercurio en diferentes bio-marcadores. Incluso, algunos autores resaltan la importancia de estudiar cuáles son las rutas que siguen las emisiones antrópicas desde diferentes puntos geográficos hacia ríos y mares, incluyendo la dispersión del aire, o cuáles son las actividades que aportan las concentraciones más elevadas de mercurio al ambiente, como la minería artesanal, para estimar los efectos crónicos y agudos (Saiki, Martin, May y Alpers, 2010; Weiss et al., 2002).


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Anteriormente, se mencionó que en Minamata se conoció evidencia de la conta-minación con mercurio desde 1939, no obstan-te, los primeros eventos sobre la salud se detec-taron hasta 1953. Sin embargo, no existen es-tudios similares en Cos-ta Rica. En estos casos, la OMS recomienda la aplicación del princi-pio precautorio. Esto incluye establecer una efectiva comunicación de riesgos por parte de las autoridades, dirigi-da a los consumidores para seleccionar alter-nativas más saludables y mejor informadas, ce-rrando la brecha entre la población y los expertos (World Health Organization, 2008).

Medidas recomendadas en otros paísesEn varios países de Europa y en Estados

Unidos existen recomendaciones para prevenir a la población acerca de los riesgos del consumo de pescado como el marlín, pez espada, tiburón, atún y otros depredadores (World Health Organization, 2008; United Status Food and Drug Administra-tion, 2012; Health Care Without Harm, 2006). Las recomendaciones están dirigidas a una población vulnerable claramente identificada, con base en diferentes estudios científicos, y en razón de la evi-dencia de que las concentraciones de mercurio en estas especies, lejos de disminuir, más bien tiende a aumentar (Sousa Passos et al., 2008; Cole et al., 2004; Counter y Buchanan, 2004; Delgard et al., 1994; Geier y Geier, 2007; Henry y Heink, 1999).

Los grupos son: mujeres en edad fértil, mujeres embarazadas y niños. En general, no recomien-dan comer las especies indicadas por cada fuente (World Health Organization, 2008; United Status Food and Drug Administration, 2012; Health Care Without Harm, 2006) más de una vez a la semana, en cantidades mayores a los 170 g, cuando el ries-go es moderado, y 60 g, cuando el riesgo es alto. Es-tos datos han sido compilados por la ONG Health Care Without Harm (2006).

Las recomendaciones de la OMS (World Health Organization, 2008), de la Unión Euro-pea (2008) y del Programa de Monitoreo de la FDA en los Estados Unidos (United Status Food and Drug Administration, 2012) son alternati-vas que podrían ser tomadas como modelo para establecer un conjunto de medidas para la vigi-lancia de los niveles de mercurio y la protección de la salud de la población.

E. Ramírez. Pez vela en pescadería, San José

Conclusiones y recomendaciones

Los resultados del cuadro 1 y la figura 1 evi-dencian la presencia de mercurio en el 100% de las muestras de pez vela y marlín, tomadas por FECOP en comercios de nuestro país. Al comparar esos resultados con el parámetro toxicológico de la OMS (World Health Organization, 1995), queda clara la dependencia de la exposición a mercurio con el tamaño de las porciones que se coman, y que aún porciones pequeñas de tales muestras hubie-ran conducido a exposiciones superiores al PTWI. La información internacional revisada comprueba la problemática mundial del mercurio asociado a depredadores marinos, documentada desde hace más de 50 años (Clarkson, 2002; Health Care Without Harm, 2006; World Health Organization, 2004), y evidencia los riesgos de comer depredado-res marinos, tales como el pez vela y el marlín. El estudio conducido en el Golfo de California (Soto-Jiménez et al., 2010) aporta elementos regionales acerca de dicha evidencia aplicables a Costa Rica, por tratarse de las mismas especies que además son migratorias. Por esta razón, es necesario for-mular recomendaciones de consumo a grupos en riesgo en Costa Rica, semejantes a las existentes en Europa y Estados Unidos con base en la apli-cación del principio precautorio a favor de la salud pública. Además, es preciso reconocer los elemen-tos científicos para seleccionar especies de alto va-lor nutricional, bajas en mercurio y altas en ácidos grasos omega 3 (Choi y Grandjean, 2012), así como evitar el consumo de pez vela y marlín, y contri-buir con su preservación y aprovechamiento en ac-tividades sustentables.

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AgradecimientoLos autores agradecen a la Federación Cos-

tarricense de Pesca por el financiamiento de este trabajo y la autorización para utilizar la informa-ción presentada.


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Marilyn Rojas

NORMAS MÍNIMAS PARA LA PRESENTACIÓN DE ARTÍCULOS A LA REVISTA CIENCIAS AMBIENTALES

CON VISTAS A SU PUBLICACIÓN

Formato de presentaciónEl artículo ha de ser presentado en soporte informático –a espa-cio sencillo– en lenguaje Word.

OriginalidadLos artículos publicados en la revista deben ser estrictamente originales, es decir, no pueden haber sido publicados en ningún otro medio de comunicación.

TamañoEl artículo no debiera exceder las 9 000 palabras.

Información del autorDado que la revista, en la pági-na de apertura de cada artículo, hace una muy breve presenta-ción del autor, debajo del nombre de este habrá de consignarse su campo de formación académica, su especialización –en caso de haberla– y los cargos –académi-cos, gubernamentales o de otro tipo– de él. Ejemplo: El autor, biólogo especialista en manejo de vida silvestre, es director del Instituto de Investigaciones so-bre Animales Hipotéticos.

TítuloNo debe ser mayor a 20 palabras.

Resumen y abstractEl artículo debe estar precedido por un resumen de no más de 200 palabras en un solo párrafo (no debe contener información adicional al artículo, ni debe ser de presentación de él, sino mera-mente resumen de todas sus par-tes –menos la de referencias–), con su traducción al inglés, o sea, el abstract.

Palabras clave y keywordsDebajo del resumen habrá de colocarse no más de cinco pala-bras clave, y debajo del abstract las correspondientes key words, que indiquen al lector los temas principales del documento (en orden alfabético).

Apoyos gráficosLas figuras e ilustraciones colo-readas que el artículo contuvie-ra habrán de ser entregadas en dos versiones, ambas en formato JPG: en blanco y negro y a co-lor (esta última para la versión digital de la revista), ambas en alta resolución. Respecto de ta-les figuras e ilustraciones es im-portante que en el texto vengan señalados, entre corchetes, los lugares en que preferiblemente deben aparecer. Los cuadros sí

pueden entregarse en el mismo archivo del texto del artículo en lenguaje Word.A las figuras, cuadros e ilustra-ciones que se incluya debe co-rresponder una referencia o va-rias, en el texto.

Estilo de los subtítulosEn el artículo puede haber subtí-tulos de tres rangos distintos –to-dos escritos en minúsculas– que deben distinguirse claramente:

• Los subtítulos de primer rango deberán escribirse en letra relativamente grande.

• Los de segundo rango en letra de tamaño menor que la de los de primer ran-go, pero más grande que la del texto del artículo, y en negrita.

• Los de tercer rango en letra del mismo tamaño que la del texto del artículo y en cursi-vas (sin negrita).

Citas textualesSe ruega no excedan las 60 pala-bras (se considera excepciones), no han de ponerse en cursivas, ni usando sangría ni en párrafo aparte, sino entrecomillando.

Notas al pie de páginaPodrá usarse notas a pie de pá-gina para aclarar o ampliar in-formación o conceptos, pero solo en los casos en que, por su longi-tud, esos contenidos no puedan insertarse entre paréntesis en el texto.

Uso de cursivas y uso (excep-cional) de comillas (nunca negritas, ni subrayado)Se usará cursivas para enfatizar conceptos, pero no negritas ni subrayado ni mayúsculas. Vo-cablos no aceptados por la Real Academia Española han de es-cribirse también en cursivas.

Uso de números y unidades de medidaCuando las cantidades sean es-critas numéricamente ha de usarse un espacio en blanco para separar los grupos de tres dígitos en la parte entera del número.

Las unidades de medida, en caso de consignarse abreviadamente, habrán de escribirse en singular y en minúsculas. Ejemplo: “... la bestia, de 100 k de peso, recorrió 90 m antes de caer exangüe...”.

En cualquier cifra con decima-les, entre estos y las unidades se usa coma (esto rige también en cuadros y figuras).

Uso de acrónimosLos acrónimos lexicalizados y de-venidos nombres propios (como Unesco y Minae, por ejemplo) se escriben con solo la letra inicial en mayúscula. Los acrónimos

lexicalizados que son nombres co-munes (como ovni y mipyme, por ejemplo) se escriben con todas las letras minúsculas. Los acrónimos no lexicalizados y que, por tanto, se leen destacando cada letra por separado (como UCR y FMI, por ejemplo) se escriben con todas las letras mayúsculas.

Referencias bibliográficasA partir del Manual de la Ame-rican Psychological Association (APA) (2010), seguimos los si-guientes lineamientos respecto a citación de fuentes bibliográ-ficas. Hay dos modalidades de presentación de las referencias bibliográficas intercaladas en el texto. En una, el autor citado es el sujeto de la oración; en la otra, el autor citado, en tanto tal, no es parte de la oración, sino que lo que es parte de la oración es solo lo dicho o aportado por él. Ejem-plo del primer caso: “ … Acuña (2008) asegura que el sistema de áreas protegidas …”. Ejemplo del segundo: “… Los problemas ambientales han resultado el principal foco de conflicto (Mora-les, 2009)…”.

Obra con un autor Entre paréntesis, se coloca el apellido del autor al que se hace referencia, separado por una coma del año de publicación de la obra. Ejemplo: “… (Pacheco, 1989) …”.

Obra con más de un autorCuando la obra tiene dos auto-res, se cita a ambos, separados por la conjunción “y”. Ejemplo: “… (Núñez y Calvo, 2004) …”.

Cuando la obra es de más de dos autores, se cita a todos en la primera referencia pero, poste-riormente, solo se coloca el ape-llido del primer autor seguido de “et al.”, sin cursiva y con punto después de la contracción “al.”. Ejemplo: “… (Pérez, Chacón, Ló-pez y Jiménez, 2009) …” y, lue-go: “… (Pérez et al., 2009) …”.

Obra con autor desconocido o anónimoSi la obra carece de autor explí-cito, hay que consignar en vez de él, y entre comillas, las pri-meras palabras del título (entre paréntesis). Ejemplo: “… (“Onu inquieta”, 2011) …”; o, alterna-tivamente, el nombre de la obra y, después de una coma, la fecha de publicación. Ejemplo: “… La Nación, 2011 …”.

Solo cuando se incluye una cita textual debe indicarse la(s) página(s). Ejemplo: “… (Pérez, 1999, p. 83) …”.

Presentación de las obras referenciadasAl final del artículo, debajo del subtítulo Referencias (que es de segundo rango), habrá de consignarse todas las obras re-ferenciadas, en letra de tamaño menor a la del texto.

LibroPrimero se anotará el apellido del autor, luego, precedida de una coma, la inicial de su nom-bre; después, e inmediatamen-te luego de un punto, el año de publicación de la obra entre


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Marilyn Rojas

paréntesis; seguidamente, y en cursivas, el título de la obra; posteriormente, y después de un punto, el lugar de publica-ción de la obra (si la ciudad es internacionalmente conocida no hace falta señalar el país, pero, si no, solo se consigna el país), y, finalmente, antecedido por dos puntos, el nombre de la edi-torial. Ejemplo: Pérez, J. (1999). La ficción de las áreas silvestres. Barcelona: Anagrama.

Artículo contenido en un libro En este caso, se enuncia el apelli-do del autor seguido de una coma, luego se pone la inicial del nombre de pila seguida de un punto; inme-diatamente, entre paréntesis, la fecha. Enseguida ha de consignar-se el nombre del artículo, sin cur-sivas. Después de un punto y se-guido, ha de ponerse la preposición “En”, y, luego, el apellido seguido de una coma y la inicial del nom-bre de pila del editor o compilador de la obra; se indica a continuación entre paréntesis “Ed.” o “Comp.”, como sea el caso; inmediatamen-te se señala el nombre del libro en cursivas y, entre paréntesis, las páginas del artículo precedidas por la abreviatura “p.” o “pp.” seguidas de un punto; posteriormente, el lugar de publicación de la obra, y, antecedida por dos puntos, la edi-torial. Ejemplo: Mora, F. (1987). Las almitas. En Ugalde, M. (Ed.) Cuentos fantásticos (pp. 12-18). Barcelona: Planeta.

Artículo contenido en una revista En este caso, se indica el apellido del autor y, luego precedida por

una coma, se coloca la letra inicial de su nombre de pila; luego de un punto, y entre paréntesis, la fecha; después el título del artículo y un punto. Enseguida, va el nombre de la revista, en cursivas; inme-diatamente, se indica el número de la edición o del volumen sepa-rado por una coma de las páginas que constituyen el artículo, luego se coloca el punto final. Ejemplo: Fernández, P. (2008, enero). Las huellas de los dinosaurios en áreas silvestres protegidas. Fau-na prehistórica 39, 26-29.

Artículo contenido en un periódicoSi la referencia fuera a un diario o semanario, habría de proceder-se igual que si se tratara de una revista, con la diferencia de que la fecha de publicación se consig-nará completa e iniciará con el año, separado por una coma del nombre del mes y el día, todo en-tre paréntesis. Antes de indicar el número de página, se coloca la abreviatura “p.” o “pp.”. Ejem-plo: Núñez, A. (2017, marzo 16). Descubren vida inteligente en Marte. La Nación, p. 3A.

Material en líneaEn caso de que el artículo pro-venga de un periódico o una re-vista en línea, se conserva el for-mato correspondiente y, al final, se coloca la frase “Disponible en” seguido de la dirección electróni-ca, sin punto al final. Ejemplo: Brenes, A. y Ugalde, S. (2009, no-viembre 16). La mayor amenaza ambiental: dragado del río San Juan afecta el río Colorado y los humedales de la zona. La Nación.

Disponible en http://wvw.nacion.com/ln_ee/2009/noviembre/16/opinion2160684.html

Autores múltiplesCuando el texto referenciado tenga dos autores, el apellido de cada uno se separa con una coma de la inicial de su nombre de pila; además, entre un autor y otro se pondrá la conjunción “y”. Ejemplo: Otárola, A. y Sáenz, M. (1985). La enfermedad principal de las vacas. San José: Euned.

Tratándose de tres o más auto-res, se coloca el apellido de cada autor separado por una coma de la inicial de su nombre de pila, luego de la que va un punto; y, entre uno y otro autor media una coma. Antes del último au-tor se coloca la conjunción “y”. Ejemplo: Rojas, A., Carvajal, E., Lobo, M. y Fernández, J. (1993). Las migraciones internaciona-les. Madrid: Síntesis.

Sin autor ni editor ni fechaSi el documento carece de autor y editor, se colocará el título del documento al inicio de la cita. Al no existir una fecha, se especifi-cará entre paréntesis “s.f.” (sin fecha). La fuente se indica ante-poniendo “en”.

En caso de que la obra en lí-nea haga referencia a una edi-ción impresa, hay que incluir el número de la edición entre paréntesis después del título. Ejemplo: Heurístico. (s.f.). En diccionario en línea Merriam-Webster’s (ed. 11). Disponible en http://www.m-w.com/dictionary/

heuristic . Otro ejemplo: Titu-lares Revista Voces Nuestras. (2011, febrero 18). Radio Digni-dad, 185. Disponible en http://www.radiodignidad.org/index.php?option=com_content&task=view&id=355&Itemid=44

Puede utilizarse corchetes para aclarar cuestiones de forma, colo-cándolos justo después del título, y poniendo en mayúscula la pri-mera letra: [Brochure] , [Podcast de audio], [Blog], [Abstract], et-cétera. Ejemplo: Cambronero, C. (2011, marzo 22). La publicidad

y los cantos de sirena. Fusil de chispa [Blog]. Disponible en http://www.fusildechispas.com

Comunicaciones personales o entrevistasLa mención en el texto de co-municaciones personales o en-trevistas se hará así: luego de una apertura de paréntesis se consigna la inicial del nombre de pila de la persona entrevistada, luego se coloca un punto y, en-seguida, el apellido del entrevis-tado; inmediatamente después, se pone una coma seguida de la

frase “comunicación personal”, luego de esto se coloca otra coma y, posteriormente, se consignan el mes y el día, separados por una coma del año en que se efec-tuó la comunicación; finalmente, se cierra el paréntesis:

(L. Jiménez, comunicación per-sonal, septiembre 28, 1998)

Las comunicaciones personales no se consignan en la sección de referencias.


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1. Los artículos que recibe el consejo editor de Ciencias Ambientales son, en primera instancia, leídos y evaluados por el edi-tor para determinar si se ajustan a la orientación temática de la revista y no se distancian sustancialmente de los es-tándares de calidad y las características de forma de ella.

2. Cuando el dictamen del editor sobre un artículo es positivo –en los términos recién dichos–, se le comunica al autor que adapte el texto a las Normas mínimas para la pre-sentación de artículos a la revista Ciencias Ambientales –esto en caso de que el autor no lo hubiera hecho antes de haber entre-gado el artículo al consejo editor–.

3. El artículo ya ajustado a las “normas” de la revista es pasado a dos revisores es-pecialistas en el tema tratado en el texto, para que decidan si el documento es publi-cable tal cual, debe ser rechazado o puede ser publicado después de corregirlo, haci-endo caso de sus observaciones críticas.

4. Los pares/revisores a los que se encomien-da la evaluación del artículo son externos a la Universidad Nacional y al consejo editor de la revista. Para su trabajo de crítica, la revista les provee una pauta de evaluación (la Guía para evaluadores de la revista Ciencias Ambientales).

5. En caso de que un evaluador se incline por rechazar el artículo y el otro por aceptarlo, el texto es sometido a la consideración de un tercer evaluador, a fin de lograr un de-sempate. Si la posición de este tercero no contribuye al desempate el editor toma la decisión.

6. Cuando el artículo es aceptado por los re-visores con la condición de que sea corregi-do, él es devuelto al autor para que realice las enmiendas, fijándosele el plazo de 30 días naturales.

7. En el proceso de revisión, ni el autor conoce la identidad de los evaluadores ni estos la de aquel. Además, los evaluadores actúan bajo el compromiso de no dar a conocer las interioridades del proceso de revisión ni los contenidos del artículo.

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INVESTIGACIÓN CIENTÍFICA PARA ENFRENTAR … · uno de los principales sumide-ros de carbono para...

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