Área de estudio

El DR052, Valle del Guadiana, se localiza en el centro-sur del estado de Durango y cuenta con 11 módulos administrativos. Específicamente, el módulo III tiene una superficie total de 10 149 ha, de las cuales el 93 % es de riego. El área cuenta con una red de 140 km lineales de canales de riego, cuya agua proviene de las presas Guadalupe Victoria, Santiago Bayacora y Peña del Águila (Fig. 1). Otra parte importante del agua proviene del acuífero Valle del Guadiana y/o de las plantas de tratamiento que procesan aguas residuales de la ciudad de Durango (^{Jáquez-Matas 2014}).

Fig. 1 Ubicación del Módulo III (DDR 052) en el estado de Durango, México. El área se divide en tres zonas administrativas. El mapa muestra también la ubicación de las fuentes que proveen agua para riego: presas (azul) y la planta tratadora de aguas residuales. (PTAR). 

El tipo de clima dominante se describe como semiárido templado con verano cálido, lluvias en verano y ocasionalmente en invierno. La precipitación anual promedio es de 420 mm y la temperatura media anual de 17 ºC. Los meses más lluviosos son de junio a septiembre (^{González-Elizondo et al. 2007}, ^{Nava-Berumen et al. 2017}). Las principales corrientes superficiales son los ríos La Sauceda, proveniente de la presa Peña del Águila, El Tunal, proveniente de la presa Guadalupe Victoria, y Santiago de Bayacora, que proviene de la presa del mismo nombre, con una gran cantidad de arroyos afluentes en ambas márgenes (^{Jáquez-Matas 2014}). El área de estudio forma parte del Valle del Guadiana con una altitud promedio de 1780 msnm. Los tipos de vegetación dominantes son pastizales y matorrales con cubierta herbácea densa (^{González-Elizondo et al. 2007}). Los suelos son areno-arcillosos, aptos para la agricultura, aunque con poco contenido de materia orgánica (< 1 %) debido al poco reciclamiento de los residuos agrícolas (^{Nava-Berumen et al. 2017}). La escasez de materia orgánica aumenta el uso de fertilizantes y plaguicidas químicos para incrementar la productividad de las tierras. Los principales cultivos del área son maíz (Zea mays L.), frijol (Phaseolus vulgaris L.), sorgo (Sorghum bicolor [L.] Moench), alfalfa (Medicago sativa L.), chile (Capsicum annum L.) y otros frutales como nuez pecana (Juglans illinoinensis Wangenh), manzana (Malus domestica Borkh.), durazno (Prunus pérsica [L.] Batsch), entre otros (^{Jáquez-Matas 2014}, ^{Nava-Berumen et al. 2017}) (Cuadro I). Por su mayor extensión y número de productores, se seleccionaron el maíz, la alfalfa y la nuez pecana.

Estimación del impacto ambiental asociado con el uso de plaguicidas

Para calcular el impacto ambiental asociado con el uso de plaguicidas se calculó el CIA propuesto por ^{Kovach et al. (1992)}, el cual se obtiene de una ecuación que conjuga daños al trabajador, el consumidor y la biota no humana. Su unidad de medida es un puntaje que se asigna a cada componente con base en el nivel de riesgo que representa para la salud humana y el ecosistema. Esta metodología se basa en la naturaleza física, química y toxicológica de los productos, por lo que el valor del CIA de un plaguicida no es específica para un sitio (^{Eshenaur et al. 2020}). El riesgo de daño a los trabajadores (RIT) está determinado por la exposición de la persona que aplica el producto (aplicador) al ingrediente activo, más la exposición de quien cosecha o recolecta los frutos (recolector), multiplicada por la toxicidad crónica (^{Kovach et al. 1992}) (ecuación 1). La toxicidad crónica se estima como el promedio de efectos de diferentes pruebas de laboratorio llevadas a cabo en pequeños mamíferos. Estos efectos se miden en el potencial reproductivo (o tasa de reproducción), deformidades en las crías, efectos mutagénicos y efectos oncogénicos.

donde DT es la toxicidad dérmica del plaguicida, P es la vida media en la superficie de la planta y C representa la toxicidad crónica. La toxicidad es la capacidad inherente de un agente químico de producir un efecto nocivo sobre el organismo vivo (^{Kovach et al. 1992}, ^{Reyes y Almeida 1992}). Se mide a través de la dosis letal media (DL50) o la cantidad de sustancia tóxica para matar al 50 % de los organismos (^{Ramírez-Espitia y Lacasaña-Navarro 2001}). La vida media se entiende como el lapso necesario para que se degrade la mitad del compuesto o mezcla aplicada.

El riesgo de daño al consumidor (RIC) se estima como la vida media del potencial residual en plantas y en la superficie del suelo, multiplicado por la tasa de absorción del ingrediente activo por las plantas, más el efecto potencial de la lixiviación. Este último efecto representa un grave riesgo para la salud humana debido a la contaminación del agua subterránea para consumo humano. Estos efectos se multiplican por la toxicidad crónica del producto (ecuación 2):

donde S es la vida media en el suelo, SY es el grado de sistemicidad (o tasa de absorción del plaguicida por las plantas) y L es el potencial de lixiviación.

Finalmente, el riesgo de impacto ecológico (RIE) se compone de los efectos en peces, aves, abejas e insectos benéficos. Debido a que los organismos terrestres son más comunes que los peces en los sistemas agrícolas, ^{Kovach et al. (1992)} dan un mayor peso a las aves y abejas (tres veces). El peso relativo es aún mayor para los insectos benéficos (cinco veces) en virtud de que éstos, a diferencia de las aves y abejas, pasan todo el tiempo dentro de los cultivos. La ecuación que proponen para su estimación es la siguiente:

donde F es toxicidad en peces, R es la pérdida por dilución (o vida media del ingrediente en el agua), D es la toxicidad en aves, Z es la toxicidad en abejas y B es la toxicidad en insectos benéficos (los otros términos se definieron anteriormente).

De esta manera, el cociente de impacto ambiental (CIA) se calcula como el promedio del efecto en los trabajadores, consumidores y ambiente.

^{Kovach et al. (1992)} determinaron los valores del CIA para muchos plaguicidas, y la base de datos correspondiente se mantiene en un sitio de internet patrocinado por la Universidad de Cornell, donde incluso existe una calculadora virtual que computa los valores de impacto ambiental de una lista más grande de plaguicidas (^{Eshenaur et al. 2020}). Una vez que se conocen los cocientes de impacto ambiental, se determina un factor de impacto ambiental en campo (FIAC) que, como su nombre lo indica, utiliza la dosis y frecuencia de aplicación del plaguicida (o ingrediente activo) directamente en el campo. Se estima como:

donde q es el porcentaje del ingrediente activo del producto formulado, d es la cantidad de producto comercial aplicado en campo y n es el número de aplicaciones.

Para estimar el CIA se utilizó la calculadora virtual que se cita en la página de la Universidad de Cornell (^{Grant 2020}) y la base de datos de ^{Kovach et al. (1992)}. Se identificaron los principales plaguicidas, la dosis y frecuencia de aplicaciones. Esta información se obtuvo a través de inspecciones en campo, consulta con extensionistas y entrevistas con los productores. En nuestro estudio se estimó el CIA para los cultivos de maíz, alfalfa y nogal. Al final, se sumaron los valores de cada cultivo para determinar su impacto ambiental en el área de estudio (^{Vargas-González et al. 2019}).

Estimación del costo de las externalidades negativas

Las externalidades negativas son las consecuencias no deseadas de un proceso de producción (^{Pretty y Waibel 2005}). La contaminación por el uso de plaguicidas en suelo, agua y aire, y su impacto en la salud humana, son ejemplos de externalidades negativas. El costo de estas externalidades no siempre es reconocido en el mercado convencional (el regido por la libre oferta y demanda) por la complejidad que representa su estimación; pero siempre es absorbido por la sociedad (^{Ibrahim 2016}). Por ello, muchas veces se le conoce como costo social para diferenciarlo del costo privado. Considérese por ejemplo una empresa que contamina un río por los insumos que usa para sus productos, el cual es necesario restaurar. El costo de la limpia o filtración del agua, mejora del hábitat acuático, reforestación del lugar, etc., representa el costo social que generalmente es pagado por la sociedad y no por los consumidores de los productos que fabrica esa empresa. El costo del daño y el costo evitado son ejemplos de métodos para valorar estas externalidades (^{Dickie 2003}). Alternativamente, es posible utilizar métodos de valoración no convencionales (o no basados en un mercado establecido) para conocer el valor de la mejora de una condición con problemas de contaminación a otra donde el problema sea menor (^{Champ et al. 2003}). Éste es el caso de la aplicación de métodos basados en las preferencias declaradas o reveladas (^{Boyle 2003}, ^{Parsons 2003}). Sin embargo, estos métodos no son aptos para evaluar los costos de externalidades por la dificultad que representa asignar un costo a un kilogramo de un ingrediente activo que es producido por empresas comerciales (^{Praneetvatakul et al. 2013}). El sistema desarrollado por ^{Leach y Mumford (2008)}, que se basa en precios de mercado, tiene la capacidad de hacer estimaciones sobre la base de ese kilogramo de ingrediente activo y después trasladarlas a costos por hectárea.

En este trabajo se utilizó la metodología de ^{Leach y Mumford (2008)} para estimar el costo de las externalidades siguiendo el formato original de ^{Kovach et al. (1992)}. La base de datos para el cálculo fue desarrollada para dos países de Europa y para EUA. En ella se concentraron los costos para los seis grupos que utilizó ^{Kovach et al. (1992)}: agua para uso doméstico, peces y vida acuática, biodiversidad, paisaje cultural, colmenas (abejas) y salud humana (Cuadro II).

^{Leach y Mumford (2008)} clasificaron los costos de cada una las categorías de impacto ambiental según su efecto en el ambiente y en la salud de trabajadores y consumidores (Cuadro III). Por ejemplo, el consumidor tiene más relación con el consumo de agua de uso doméstico y la modificación del paisaje cultural. En cambio, la categoría de efectos en la salud humana se concentra principalmente en los trabajadores, que son quienes aplican los productos. Similarmente, los costos de la categoría pérdida de biodiversidad y vida silvestre se distribuyen casi equitativamente para vida acuática, aves, abejas e insectos benéficos. Esta distribución porcentual no es definitiva y puede cambiarse en función de los objetivos del investigador (^{Leach y Mumford 2008}).

Una gran ventaja de esta metodología es que los resultados son aplicables a otros cultivos y áreas de estudio utilizando los valores absolutos por unidad de área y un factor de ajuste por el nivel económico de los países. A este último se le conoce como paridad de poder adquisitivo (PPA), el cual homogeniza las diferencias por la moneda de cada país y la variación en los tipos de cambio. Según la Organización para la Cooperación y Desarrollo Económico (OECD, por sus siglas en inglés), la tasa actual de PPA para México es de 48 sobre un nivel de USD $100 (^{OECD 2020}). Esto significa que si una empresa estadounidense fabrica un producto cuyo precio es de USD $100, el equivalente de su producción en México sería de USD $48 debido a los diferentes sistemas de producción y administración (mano de obra, tecnología, capital, etc.) de cada país. Utilizando la información de los cuadros II y III y de este factor, se estimó el costo de las externalidades de plaguicidas en el área de estudio a precios de 2020 en dólares estadounidenses convertidos a pesos mexicanos.

Recolección de datos

Para conocer los principales plaguicidas utilizados en el control de plagas y hierbas no deseadas, dosis, numero de aplicaciones en cultivos de maíz, alfalfa y nuez pecana, la recolección de información se desarrolló en seis etapas:

Evaluación del impacto ambiental asociado a los plaguicidas

Se estimó el CIA de cada cultivo y tipo de plaguicida. Los resultados muestran que el cultivo de maíz tiene el mayor valor (91% del total), seguido por la alfalfa (6 %) y el nogal (3 %). De la misma manera, los insecticidas son responsables de casi el 64 % del valor total del CIA, seguido de los herbicidas (35 %) y fungicidas (1 %). El valor del CIA varió desde 15.33 hasta 50.67, con un promedio de 24.85 unidades (desviación estándar igual a 8.14). Una vez estimado el valor del CIA para cada plaguicida, se calculó el FIAC, que involucra la dosis y frecuencia de aplicación de cada producto. Como se esperaba por la intensidad del uso de plaguicidas, el valor más alto del FIAC corresponde al empleo de insecticidas (74 %), seguido de herbicidas (21 %) y fungicidas (5 %) (Cuadro IV). De la misma manera, el maíz es el cultivo con mayor impacto ambiental por su intensidad de uso (56 %). A pesar de no registrar muchos problemas de plagas y enfermedades, el cultivo del nogal (23 %) rebasó el CIA de la alfalfa (21 %), aun cuando algunos plaguicidas son comunes en todos los cultivos. Esa ligera diferencia se debe a que se reportó el uso de fungicidas para este cultivo.

En el cultivo de maíz, los plaguicidas con el mayor FIAC fueron carbofurano (85.35 unidades), acefato (48.27) y metamidofos (43.3). En el cultivo de la alfalfa, los productos con el mayor FIAC fueron metamidofos (41.5 unidades), clorpirifos etil (28.1), spinetoram (32.6) y permetrina (29.9). En el cultivo de nogal fueron malatión (86.4 unidades), benomilo (60.5) y clorpirifos etil (47.8). El área de trabajo se divide en 11 secciones administrativas. Utilizando estas secciones se estimó el FIAC para cada cultivo y sección. Esta información muestra el grado de dispersión espacial de los impactos que se generan por el uso de plaguicidas. Aunque todos los cultivos se encuentran en la mayor parte de la zona de estudio, especialmente el maíz, la zona sur y suroeste son las que presentan mayor impacto ambiental. Estas zonas son las que también se encuentran más cerca de las presas y canales de riego (Fig. 2). Esta presión posiblemente tenga implicaciones en el escurrimiento y lixiviación de los productos empleados en la población humana y cuerpos de agua.

Fig. 2 Distribución espacial de la suma de los cocientes de impacto ambiental en campo (FIAC) de los cultivos de maíz, alfalfa y nogal en el Módulo III, Durango, México. Fuente: información propia. 

Costo de las externalidades

Los resultados indican que los porcentajes de ingrediente activo en los productos químicos varían desde 10 hasta 97 % (promedio, 36 %; desviación estándar, 20 %). Además, las dosis y el número de aplicaciones hacen que los costos por hectárea varíen de MXN $0.3 a $23/kg en el cultivo de maíz; de MXN $0.04 a $392/kg en alfalfa, y de MXN $6 a $588/kg en nogal. El precio al usuario también es variable de acuerdo con el producto comercial genérico y la industria productora, tal y como sucede con muchos fármacos para la salud humana. Uno de los productos que más se demandan es el insecticida conocido como paratión metílico, del que se utilizan cerca de 21 000 kg/año. Este producto es uno de los más baratos; su costo por hectárea es de alrededor de MXN $0.3 para maíz y $0.1 para alfalfa.

Según sus autores, el CAP es aplicable a cualquier producto por la ventaja de conocer los costos por hectárea. Ello permite conocer a su vez los impactos agregados en cada una de las categorías de impacto y hacer comparaciones entre productos y cultivos. El cuadro V muestra un resumen de los costos de las externalidades por hectárea de varios productos aplicados en el área de estudio. Multiplicando esta información por el número de hectáreas sembradas por año, se deduce que los ingredientes activos con el costo económico más alto fueron los insecticidas clorpirifos etil (con cerca de MXN $4.8 millones, seguido del malatión ($2.1 millones) y la atrazina ($1.8 millones).

El costo agregado de todos los plaguicidas se estimó en alrededor de MXN $ 24.1 millones, de los cuales el 83 % corresponde a costos derivados del cultivo del maíz, 11 % al nogal y el resto a la alfalfa. De la misma manera, los daños más importantes fueron al consumidor (46 %), al trabajador (18 %), a la vida acuática (14 %) y al agua subterránea (11 %). En menor proporción se encuentran los daños a las aves, abejas e insectos benéficos (13 %) (Cuadro VI).

Impactos ambientales

El valor promedio del CIA de los plaguicidas utilizados en la zona de estudio fue de 24.85 unidades por kilogramo de ingrediente activo. Dado que los valores del CIA son universales, el promedio puede variar en función del tipo de producto que se aplique y del sistema de producción (^{Ramírez-Legarreta y Jacobo-Cuéllar 2002}). ^{Ibrahim (2016)}, por ejemplo, reportó un promedio de 29.0 unidades para un total de 188 plaguicidas. Este valor sugiere que los utilizados en nuestro estudio tienen, en promedio, un menor impacto que los que reporta este autor. Aunque hay varios sistemas de clasificación de los productos en relación con su impacto ambiental (^{Agboyi et al. 2015}, ^{Vargas-González et al. 2019}), con base en el sistema propuesto por ^{Mazlan y Mumford (2005)}, los plaguicidas de bajo impacto se clasificaron entre 0 y 20 unidades, los de medio impacto entre 21 y 40 y los de alto impacto con valores mayores a 40 unidades. En el área de estudio, productos como el carbofurano, clorfenapir, acefato, metamidofos, benomilo y lambda cyalotrina fueron clasificados como de alto impacto. El resto se clasificó con toxicidad media o baja.

Acumulativamente, los plaguicidas aplicados en el maíz tuvieron un valor de 510 unidades y los insecticidas aplicados en los tres cultivos un valor de 672. ^{Ramírez-Legarreta y Jacobo-Cuéllar (2002)} sugieren que el FIAC está estrechamente ligado a la cantidad de ingrediente activo aplicado, más que a la frecuencia de aplicaciones realizadas. ^{Guigón-López y González-González (2007)} señalan que productos con valores mayores a 550 ejercen una presión ambiental muy fuerte, por lo que proponen reducir las dosis y frecuencia de aplicación. Incluso sugieren el uso de métodos alternativos, como control biológico o mecánico, sin eliminar por completo los productos químicos. Aparentemente, los plaguicidas orgánicos tienen de menor impacto ambiental, menor riesgo a la salud y, por lo tanto, menor costo social (^{Bahlai et al. 2010}). Sin embargo, hay estudios que demuestran que no necesariamente es así y que, en todo caso, los productos comerciales deben evaluarse de manera individual para usarse de manera complementaria (no en sustitución de) con los orgánicos (^{Trewavas 2001}, ^{Elliot y Mumford 2002}, ^{Lynch 2009}, ^{Bahlai et al. 2010}).

En la suma del FIAC por cultivos se puede notar que el maíz representa más de la mitad de los impactos totales, lo cual se debe a que es el cultivo con la mayor superficie sembrada. El valor de FIAC del nogal fue ligeramente mayor (2 %) que la alfalfa debido al uso de fungicidas para combatir enfermedades del follaje. Uno de los ingredientes activos más usados en los tres cultivos es el clorpirifos etil, el cual se utiliza para controlar plagas que afectan el follaje de las plantas (^{US-EPA 2020}). Este insecticida ha sido prohibido en muchos países de Europa y casi eliminado en EUA, debido a su efecto en la salud humana, especialmente en niños (^{Guigón-López y González-González 2007}). Sin embargo, su empleo aún es permitido en México (^{Bejarano 2017}). En el área de estudio se utilizan cerca de 6320 kg por año y su FIAC acumulado es de 105.26 unidades, el segundo mayor de todos los plaguicidas. Esto debe llamar la atención de los sectores de salud y ambientales, para un mejor control en la aplicación de este producto.

Costo de las externalidades negativas

^{Pimentel (2005)} menciona que el uso de plaguicidas en cultivos agrícolas ofrece rendimientos de hasta USD $4 por cada dólar invertido en el control de plagas. Sin embargo, esta cantidad no incluye las externalidades negativas o el costo social, que casi siempre es pagado por la sociedad y no por los usuarios directos (^{Devine et al. 2008}). El sistema de contabilidad ambiental de plaguicidas (CAP) es una herramienta útil para estimar el costo social de las externalidades de los plaguicidas. Los resultados indican que el costo promedio de las externalidades es de MXN $119.01/ha (USD $5.45) para el maíz, $243.63/ha (USD $11.1) para el nogal y $115.38/ha (USD $5.3) para la alfalfa. Los beneficios que se obtienen por la comercialización del producto son en promedio de MXN $11 300/ha, 73 400/ha y $4950/ha, respectivamente. Los costos de las externalidades representan entonces el 1.1, 0.3 y 2.3 % del valor de la producción, respectivamente. Según ^{Pimentel (2005)} y ^{Devine et al. (2008)}, en Estados Unidos el costo de las externalidades representa el 4 % del valor de la producción agropecuaria, mientras que en el Reino Unido el 2 %.

Utilizando la misma metodología que ^{Leach y Mumford (2008)}, ^{Praneetvatakul et al. (2013)} estimaron los costos de las externalidades de varios cultivos en Tailandia y encontraron que el promedio fue de USD $18.7/ha. Esta cifra es un poco superior a los costos que se reportan en este estudio, aunque estos autores obtuvieron su base de datos a partir de cifras oficiales del gobierno, mientras que la del presente estudio proviene de encuestas directas a los productores y empresas comerciales. En otro estudio realizado en Alemania, los propios ^{Leach y Mumford (2011)} encontraron que los costos asociados con el uso de varios plaguicidas varió de USD $0.13 a $18.5 (a precios de 2020). En EUA, ^{Koleva y Schneider (2009)} estimaron los costos de externalidades de 56 cultivos y 325 plaguicidas, y encontraron que el costo promedio fue de USD $49.2/ha. En México no se encontraron estudios con estimaciones utilizando esta metodología, lo cual sugiere un buen tema de análisis para futuros trabajos.

En un ejercicio interesante que consistió en dividir el costo de la aplicación de los insecticidas en todo el mundo entre el valor promedio del CIA, ^{Ibrahim (2016)} determinó que el costo promedio de las externalidades por kilogramo de ingrediente activo fue de USD $0.40,. El promedio encontrado en nuestro estudio fue de USD $0.63/kg de ingrediente activo. Este dato puede ser útil para realizar estimaciones rápidas del costo total de las externalidades, sobre todo donde hay falta de información de los productos.

^{Pretty y Waibel (2005)} y ^{Leach y Mumford (2008)} mencionan algunos supuestos en la estimación del costo de externalidades. Sugieren que los cálculos de externalidades deben tomarse de manera conservadora, ya que es muy difícil monitorear los impactos y estimar los costos de la toxicidad crónica, así como calcular el valor de las pérdidas en animales domésticos y la degradación de la biodiversidad y otros servicios ecosistémicos. Además, la propuesta de Leach y Mumford, en la cual se reorganizaron las categorías de impacto para calcular el valor de CIA, es de hecho una hibridación de otros dos métodos originalmente fueron formulados por ^{Kovach et al. (1992)} y ^{Pretty et al. (2001)}. Inevitablemente, puede haber diferencias en los conceptos expresados por otros autores; sin embargo, el CAP desarrollado por ^{Leach y Mumford (2008)} provee una base de estimación aceptable para una gran variedad de plaguicidas. Su plataforma de cálculo, cimentada en una hoja de cálculo, permite evaluar escenarios para un cultivo, un sistema de producción (riego, mecanizado, temporal, etc.) o para un área en particular.

En virtud de que las dosis de aplicación y frecuencia varían en función de múltiples factores como precipitación, precio de insumos y avances tecnológicos, entre otros, es conveniente desarrollar este tipo de estudios en otros sistemas de producción (véase ^{Koleva y Schneider 2009}). De esa manera, será posible evaluar los efectos en una gran variedad de productos, cultivos y zonas geográficas. Si se detectan productos con altos valores de FIAC, lo más conveniente es reducir su uso o prohibirlo indefinidamente.