INTRODUCCIÓN

La industria láctea, al igual que la de sus derivados, es una de las actividades económicas más relevantes de Argentina y ha experimentado un proceso de intensificación en los últimos años. El proceso de intensificación y concentración es producto de la disminución del número de tambos (granjas lecheras), el aumento en el tamaño de los rodeos, la carga animal por hectárea, y el incremento de la producción de leche por vaca (^{Taverna et al. 2004}, ^{Centeno 2013}, ^{Fundación Pel 2014}, ^{Gastaldi et al. 2018}, ^{Paollili et al. 2022}). Esta intensificación conduce a generar mayor cantidad de residuos sólidos y líquidos en las salas de ordeño (^{Taverna et al. 2004}, ^{Herrero y Gil 2008}).

Particularmente, el agua utilizada en los tambos cumple un rol relevante en la salud y nutrición del animal, como elemento de higiene en las instalaciones, pisos y pezones de los animales, y para el enfriamiento de la leche (^{Herrero et al. 2002}, ^{Salazar et al. 2003}). Los líquidos residuales así generados están conformados por el agua del lavado de instalaciones, equipos y corrales, excretas (heces y orina), restos de leche y de alimentos, detergentes y productos químicos de limpieza (^{Raghunath et al. 2016}). Estos productos, al combinarse, generan un efluente con alto contenido de nutrientes, sólidos, materia orgánica y microorganismos que aumentan su impacto en el ambiente receptor (^{Herrero et al. 2009}, ^{Martínez-Suller et al. 2010}, ^{Herrero 2014}, ^{Fyfe et al. 2016}).

La mala gestión de los efluentes originados en estas salas es una de las principales causas de contaminación de aguas subterráneas (^{Harter et al. 2002}, ^{Taverna et al. 2004}, ^{Brião y Tavares 2007}, ^{Cappellini 2011}, ^{Herrero 2014}, ^{Badino et al. 2015}, ^{Chandra et al. 2018}). Asimismo, estos efluentes pueden causar eutrofización en ambientes acuáticos por la alta concentración de nutrientes o toxicidad por amonio en peces y otros vertebrados (^{Yang et al. 2008}, ^{Dubrovsky et al. 2010}, ^{Chislock et al. 2013}). En ambientes terrestres, pueden observarse múltiples efectos negativos en microorganismos del suelo, inhibición de la germinación y del crecimiento de las plantas (^{Kuppusamy et al. 2018}). De más está aclarar que estos efectos deletéreos dependerán del volumen, tratamiento y destino de estos efluentes.

De esta manera, la producción de efluentes líquidos con alto contenido de nutrientes (y otros productos tóxicos) puede producir un importante desbalance en el ecosistema receptor, sea acuático o terrestre. Por ello se sugiere tratar los efluentes antes de ser desechados al suelo, lagunas o ríos. También se los puede diluir para reutilizarlos como fertilizantes. Al ser tan ricos en nitrógeno, los desechos de estos tambos pueden aplicarse para mejorar los rendimientos de los cultivos anuales con mayor demanda de nitrógeno (^{Smith y Chambers 1993}), como maíz, avena, trigo o alfalfa, y, en algunos casos, promover una mayor biomasa y diversidad microbiana en el suelo (^{Hawke y Summers 2006}). Sin embargo, los efectos puntuales son potenciales dentro del tambo, dependiendo de su manejo; más aún, considerando la falta de plantas de tratamiento en el mismo. Aunque los sistemas convencionales de tratamiento de aguas residuales no están diseñados para la eliminación de micro contaminantes, la eliminación de materia orgánica y parcialmente de varios productos farmacéuticos se lleva a cabo por rutas biológicas o físicas y químicas dentro de estos sistemas (^{García-Rodríguez et al. 2014}, ^{Ramírez-Morales et al. 2024}), reduciendo así al menos parcialmente el riesgo asociado a las aguas residuales.

Según el Ministerio de Producción de La Pampa (^{MP 2023}), en Argentina la actividad primaria láctea se localiza principalmente en las provincias de Santa Fe (31.3 %), Córdoba (32.3 %), Buenos Aires (27.9 %), Entre Ríos (4.9 %), Santiago del Estero (1.3 %) y La Pampa (1.2 %). La mayor concentración de tambos se ubica en la región pampeana húmeda (^{Herrero 2014}) donde, debido a la intensificación y aumento de rodeos lecheros, aumentó tanto la demanda de agua como la cantidad de efluentes producidos (^{Herrero et al. 2002}, ^{Nosetti et al. 2002}, ^{Herrero y Gil 2008}).

Marginal a la cuenca de la región pampeana húmeda, se encuentra la cuenca La Pampa, ubicada en la zona este de la provincia homónima. En esta provincia, la producción lechera (ubicada en la región subhúmeda seca) se divide en tres subcuencas: norte, centro y sur, siendo la más importante la última (Fig. 1). Según la Dirección General de Estadísticas y Censos de La Pampa (^{DGEyCLP 2021}) y el Ministerio de Producción (^{MP 2023}), en 2020 esta subcuenca poseía 83 de los 133 tambos presentes en la provincia que producían un promedio 9 306 952 L de leche al mes, es decir, aproximadamente 80 millones de L/año. La actividad tambera en esta zona adquiere particular relevancia debido a que, por sus condiciones agroclimáticas, el agua no es naturalmente abundante y los suelos son pobres y de escasa profundidad, muy susceptibles a la degradación (^{Sánchez et al. 2001}, ^{Murcia 2018a}). El vertido de desechos potencialmente contaminantes puede ser un agravante de su condición, limitando la capacidad de uso del suelo, que actualmente consiste en la cría de bovinos para la producción de leche, pasturas implantadas (alfalfa) y, en menor medida, cultivo de maíz y cereales (^{Cano 1980}).

Fig. 1 Ubicación de la provincia de La Pampa en Argentina. A la derecha se detallan las tres subcuencas que componen la cuenca lechera La Pampa: subcuenca norte (blanco), subcuenca centro (gris claro) y subcuenca sur (gris oscuro). El punto negro representa la ciudad de Guatraché. 

Para evitar que la disposición final de estos desechos o su reúso provoque efectos deletéreos en el ambiente, existen leyes y disposiciones que la regulan. Al respecto, la legislación de la provincia de La Pampa a través de la Ley Provincial N° 1508/1993, publicada en el Boletín Oficial de La Pampa (^{BOLP 1993}), y la Ley Ambiental Provincial N° 1914/2000 (^{BOLP 2000}) prohíben la emisión o descarga de todo tipo de efluentes líquidos sin previo tratamiento, pero no establecen normativas específicas para el uso del agua y el manejo y utilización de efluentes provenientes de tambos lecheros. Sumado a esto, la gran variedad de sustancias nocivas de los efluentes hace que sea necesario un enfoque integral que considere la interacción entre sus componentes, incluyendo también la de aquellos que se encuentran en concentraciones tan bajas que no pueden ser detectados y sus posibles consecuencias sobre la biota. Los compuestos que en ellos convergen los convierten en mezclas complejas con potencial tóxico (^{Roche 1998}, ^{Mishra et al. 2000}, ^{Herrero 2014}, ^{Sivrioğlu y Yonar 2015}, ^{Rodríguez 2018}, ^{Poggio 2020}).

La estimación de los efectos tóxicos sobre los organismos se puede realizar mediante bioensayos (^{Day et al. 1988}). Conocer la toxicidad de los efluentes de tambo resulta de importancia para caracterizar su efecto sobre la biota y a su vez permite evaluar la disposición final y/o posibles usos que pueden darse a esas aguas residuales, entre estos su reúso como agua de riego. Por ello es necesario caracterizar los tambos de la zona, no sólo haciendo hincapié en el uso de agua dentro de ellos (origen, uso y destinos), sino también analizando los efluentes para determinar su potencial efecto tóxico. De reutilizarse los efluentes de tambos, no solo se estaría reduciendo el volumen de efluentes desechados al ambiente, sino que también se estaría contribuyendo al desarrollo sostenible al revalorizar ese desecho (^{Diez 2009}, ²⁰¹⁰ y ²⁰¹⁶). La presente investigación tuvo como objetivos: 1) encuestar establecimientos tamberos de la subcuenca sur de La Pampa y determinar el uso de agua dentro de los mismos; 2) evaluar las características químicas básicas de los efluentes para determinar si superaban el límite permitido por la legislación vigente y de esta manera establecer si puede darse algún tipo de reúso, y 3) evaluar la toxicidad aguda de los efluentes producidos por medio de bioensayos con Daphnia magna.

MATERIALES Y MÉTODOS

RESULTADOS

Parámetros de calidad de agua

La mayoría de las mediciones de nutrientes analizados (Fig. 2) superaron los límites establecidos por la legislación descrita en el cuadro I. El 100 % de los tambos analizados superaron ampliamente lo establecido por el Decreto 2793/2006 de La Pampa para el NT (límite: 15 mg/L; rango encontrado: 48-221 mgN/L) y el Decreto 846/2017 de Córdoba para el N-NH₄ ⁺ (límite: 3 mgN-NH₄ ⁺/L; rango determinado: 7-144 mgN-NH₄ ⁺/L). Sin embargo, ninguno de los tambos superó el límite establecido para N-NO₃ ^- de 10 mgN-NO₃ ^-/L (Fig. 2a). Todos los tambos superaron el límite establecido para PT (límite: 10 mgP/L; rango encontrado: 13-60 mgP/L) y sólidos suspendidos (límite: 35 mg/L; rango encontrado: 268.5-1770 mg/L), mientras que el 55 % de los tambos superó los límites establecidos para P-PO₄ (límite: 5 mgP-PO₄ ^3-/L; rango encontrado: 1.8-15.3 mgP-PO₄ ^3-/L; Cuadro I, Fig. 2b). Exceptuando un solo tambo, los niveles de DQO registrados superan ampliamente el límite establecido de 250-350 mgO₂/L (Cuadro I, Fig. 2c). El valor mínimo registrado de DQO, único dentro de los parámetros permitidos, estuvo cerca de los 180 mgO₂/L. Sin embargo, el valor promedio fue casi el doble del límite permitido y el máximo casi cuadriplicó el límite de la legislación, alcanzando 982 mgO₂/L. Los valores estimados de DBO fluctuaron entre 89.5 y 291.3 mgO₂/L, superando los valores máximos de vuelco permitidos por el Decreto 2793/2006 de La Pampa (50-200 mg/L; Fig. 2c).

Fig. 2 Composición del efluente de los nueve tambos muestreados de la subcuenca sur de La Pampa: (a) nitrógeno total (NT), nitrógeno amoniacal (N-NH₄ ⁺) y nitratos (N-NO₃ ^-); (b) fósforo total (PT) y fosfatos (P-PO₄ ^-3); (c) demanda química de oxígeno (DQO) y demanda biológica de oxígeno (DBOestim) estimada a partir de la DQO. Los bigotes de los diagramas de caja indican los valores extremos, la caja el rango intercuartílico y la línea negra la mediana. Las líneas punteadas indican los límites permitidos para el vuelco según el cuadro I. 

El pH promedio de los efluentes de los tambos muestreados fue de 8.03 ± 0.67 (rango: 7.1-8.9) y la conductividad fue de 2.81 ± 1.09 mS/cm (rango: 1.7-4.9).

Los resultados del PCA (Fig. 3) indicaron que los dos primeros componentes principales explicaron el 93.1 % de la varianza total de las observaciones. El CP1 estuvo fuertemente relacionado de manera positiva con los niveles de N-NO₃ ^-, mientras que el CP2 se relacionó principalmente de manera positiva con los niveles de N-NH₄ ⁺, SST, NT, PT, conductividad, DQO, UT y P-PO₄ ^3-, y de manera negativa con el uso de agua en los tambos. En la figura 3 se observan claramente tres grupos asociados a los valores con mayor peso: 1) tambos 14, 15 y 24; 2) tambos 19 y 11, y 3) tambos 12, 13, 23 y 25. El grupo 1 se caracterizó por presentar niveles de N-NO₃ ^- por debajo del nivel de detección. El grupo 2 presentó los niveles más elevados de N-NH₄ ⁺ (140.3-143.6 mgN-NH₄ ⁺/L). Por otro lado, el grupo 3 presentó los niveles más bajos de PT (13.9 - 32.7 mgP/L). Particularmente, el tambo 12, si bien se agrupó con otros tambos, se caracterizó por tener los niveles más altos de N-NO₃ ^- y los más bajos de SST, DQO, PT y NT dentro del grupo. A su vez, el tambo 23, presentó la concentración más baja de P-PO₄ ^3- de todos los tambos y grupos.

Fig. 3 Agrupación de tambos según el análisis de componentes principales considerando: sólidos suspendidos totales (SST), nitrógeno amoniacal (N-NH₄ ⁺), nitrógeno total (NT), nitrato (N-NO₃ ^-), fósforo total (PT), conductividad (Cond.), demanda química de oxígeno (DQO), unidades tóxicas (UT), fosfatos (P-PO₄ ^3-) y uso de agua en los tambos (Uso Ag.). Cada componente principal muestra, entre paréntesis, el porcentaje de la varianza explicada por cada eje. 

El agrupamiento de muestras realizado por el análisis de conglomerados fue consistente con el PCA. A una distancia de 3 (50 %) también formó tres grupos definidos con los mismos tambos (Fig. 4). Los resultados coherentes entre el PCA y el análisis de conglomerados refuerzan la idea de que los patrones en los datos están claramente definidos y que ambos métodos tienen la capacidad de identificar estos patrones de manera similar.

Fig. 4 Agrupación de tambos según el análisis de conglomerados. 

DISCUSIÓN

Este estudio actualizó y amplió la información sobre los tambos de la cuenca sur de La Pampa e incluyó, por primera vez, una caracterización de sus efluentes. Se tomó como referencia el trabajo de ^{Larrea et al. (2020}) sobre los tambos pampeanos en 2017. En nuestro estudio, un tambo promedio poseía 113 (rango: 22-230) vacas en ordeño (VO), cifra inferior al promedio de 166 VO (rango: 12-2120) reportado en 2017, coincidente con la disminución en el número de tambos y VO registrados a nivel provincial debido a los vaivenes económicos de la actividad en el país (^{MP 2023}).

La producción de leche observada en este estudio se encuentra dentro de los valores habituales para La Pampa. Históricamente, los tambos de la cuenca sur producían entre 1200 y 2400 L/d (^{Sánchez et al. 2001}, ^{Murcia 2018a}), alcanzando picos de 3510 L/d (^{Larrea et al. 2020}). En este trabajo, la producción varió entre 144 000 y 2 088 000 L/año, con un promedio de 926 187 L/año, en línea con los rangos provinciales previos. Las diferencias en la producción reflejan la diversidad de los tambos en las distintas cuencas. En la subcuenca sur, la producción promedio fue de 2537 L/día, lo que clasificaría a los establecimientos como pequeños a medianos según se cita en ^{Castro y Torres (2018)}.

Los tipos de alimentación reportados en esta investigación difieren de los establecidos por ^{Larrea et al. (2020)}, quienes indicaron que un tambo promedio en la provincia de La Pampa alimenta sus vacas con 20 % de pasturas, 36 % de granos y 35 % de suplementos. En la subcuenca sur, por otro lado, las pasturas naturales aportaban el 50 % de la dieta. Esta diferencia puede justificarse porque los tambos de este estudio, además de ser más pequeños y de tipo familiar respecto del resto de la provincia, deben enfrentar condiciones ambientales menos favorables (semiáridas), y la alimentación de las vacas se basa en un recurso natural abundante, como son las pasturas.

Respecto al uso de agua, al no haber datos provinciales, se comparó con los de la provincia vecina de Buenos Aires (^{Nosetti et al. 2002}; Cuadro IV). Los valores obtenidos en este estudio respecto del lavado de máquinas y de pezones se encuentran dentro del rango reportado por estos autores. Sin embargo, el volumen de agua utilizado para el lavado de pisos en este estudio fue casi tres veces mayor que el máximo valor reportado por Nosetti et al. (2002). Esta discrepancia no ha podido ser dilucidada a partir de los datos obtenidos en las encuestas ni en las visitas a los tambos muestreados. Finalmente, el promedio de agua usada por vaca y día (59 L/VO/d) concuerda con valores reportados en Irlanda y Chile (^{Martínez-Suller et al. 2010}, ^{Salazar et al. 2003}). Sin embargo, es ligeramente superior a los 50 L/VO/d reportados por ^{García (2015)} para Argentina. Esto indica que el uso de agua en el sureste de La Pampa es menos eficiente que en el país en general. Sin embargo, muchos tamberos no conocían con precisión el volumen de agua utilizado, por lo que estos datos pueden estar sobreestimados y deben tomarse con cautela.

En este estudio se observó que ninguno de los tambos contaba con tratamiento de los efluentes líquidos, que se descartaban directamente en zanjas o pozos. A diferencia de otras regiones de Argentina, donde entre el 50 y 81 % de los tambos tienen algún tratamiento (^{Herrero 2009}), en La Pampa, alrededor del 90 %, utiliza cavas sin tratamiento (^{Larrea et al. 2020}), situación que no ha mejorado con el tiempo según lo observado en esta investigación. Esto puede deberse al desconocimiento sobre el uso de efluentes para riego y fertilización, así como a la limitada inversión de los productores (^{Murcia 2018b}). Además, el lugar donde se disponen los efluentes influye en su calidad: mientras que en canales pequeños hay condiciones que impiden la nitrificación y en lagunas grandes se evidencia una fuerte descomposición anaeróbica y contaminación con residuos nitrogenados y fósforo, en campos abiertos se mantienen condiciones más equilibradas, con mayor presencia de N-NO₃ ^- y menor DQO.

El sitio de disposición final de los efluentes influyó notablemente en su agrupamiento en el análisis PCA. En los tambos del grupo 1, los efluentes se descargaban en canales pequeños y poco profundos, donde la ausencia de N-NO₃ ^- y los elevados niveles de N-NH₄ ⁺ indican un ambiente reductor con alta carga orgánica que limita la nitrificación. En el grupo 2, los efluentes se vertían en lagunas grandes y profundas, con concentraciones muy altas de P-PO₄ ^3-, N-NH₄ ⁺, NT, PT y DQO, lo que refleja una intensa descomposición anaeróbica y posible pérdida de nitrógeno por desnitrificación. También se registraron altos niveles de SST y de fósforo, asociados a residuos orgánicos o detergentes. En cambio, los efluentes del grupo 3 se aplicaban directamente al suelo, sin almacenamiento previo. Este manejo mostró un balance redox más favorable, con presencia de N-NO₃ ^- y una menor DQO, lo que permitió condiciones más oxidantes en comparación con los grupos 1 y 2, donde predominaban ambientes anóxicos o reductores.

Este trabajo constituye el primer estudio de caracterización de efluentes de tambos en el sudeste de La Pampa. Ante la falta de datos específicos para la provincia, se compararon los resultados con estudios realizados en otras áreas de la región pampeana, aunque en establecimientos de distintos tamaños (Cuadro V). Los valores de NT, N-NH₄ ⁺ y PT obtenidos en este estudio se encuentran dentro de los rangos informados por ^{Nosetti et al. (2002)}, ^{Herrero (2014)} y ^{Di Nasso (2019)}. En cambio, los niveles de demanda química de oxígeno (DQO) fueron inferiores a los reportados por diversos autores. Por ejemplo, ^{García (2015)} registró valores de DQO cercanos a 4600 mg/L en un tambo de la Estación Experimental Agropecuaria Rafaela del Instituto Nacional de Tecnología Agropecuaria sin tratamiento, mientras que Nosetti et al. (2002) y ^{Herrero (2014)} reportaron entre 530 y 27 000 mg/L en tambos de Buenos Aires. A pesar de no contar con sistemas de tratamiento, los tambos estudiados mostraron niveles relativamente bajos de DQO, en línea con trabajos previos realizados en Argentina (^{García et al. 2006}, ^{Herrero 2014}, ^{Poggio 2020}), que señalan que muchos efluentes no alcanzan los valores de DQO requeridos para su descarga ambiental. Esta diferencia podría deberse a que en los tambos evaluados las áreas de encierro y escurrimiento postordeño no están impermeabilizadas, lo que permite que parte de las excretas y la materia orgánica queden retenidas en el suelo, reduciendo su arrastre hacia la laguna de disposición final (Nosetti et al. 2002). En casos de elevada carga orgánica en los efluentes, estudios como los de ^{Craggs et al. (2004)} y ^{USEPA (1999)} han demostrado que su reducción es posible mediante sedimentación de sólidos combinada con sistemas de lagunas anaeróbicas y facultativas

Para determinar si la composición de los efluentes supera los límites establecidos para La Pampa o la región, se utilizaron como referencia los valores establecidos por el Decreto provincial N° 2793/06, vigente al momento de la toma de muestras (^{BOLP 2006}). Esto se debe a que actualmente la provincia de La Pampa no cuenta con una normativa específica para regular el vertido de efluentes al ambiente. Al comparar los valores de PT, P-PO₄ ^3-, NT, N-NH₄ ⁺, SST y DQO obtenidos en este estudio con los valores de referencia, se constató que todos ellos superaban ampliamente los valores máximos permitidos por la legislación; por lo tanto, no serían aptos para su vuelco directo. Sin embargo, monitorear únicamente los parámetros físicos y químicos de los efluentes no es suficiente para evaluar la seguridad de las aguas residuales vertidas. Por este motivo, se recomienda complementar el análisis con ensayos de toxicidad, como pruebas con Lactuca sativa que permitan detectar efectos tóxicos en plantas mediante la evaluación del porcentaje de inhibición de la germinación, del crecimiento de la radícula o de índices de fitotoxicidad.

En este estudio, los resultados de toxicidad obtenidos para los nueve tambos evaluados coinciden con los rangos señalados por ^{Poggio et al. (2014)} y ^{Poggio 2020}), en los que la CL₅₀ varió de 43 a 89 %. Aunque algunos tambos presentaron niveles de toxicidad superiores a los registrados en esa investigación, todas las muestras analizadas fueron clasificadas como tóxicas para la especie ensayada (UT entre 1 y 100). De forma similar, en otras regiones de Latinoamérica, ^{Ramírez-Morales et al. (2024)} hallaron toxicidades en aguas residuales lecheras entre 1.06 y más de 100 UT, y ^{Méndez-Rivera et al. (2023)} detectaron UT entre 1 y 22.9 en todos los puntos muestreados. En nuestro estudio se detectó toxicidad en todos los efluentes, lo que sugiere la presencia de compuestos tóxicos incluso en concentraciones muy bajas, con la capacidad de afectar a los organismos utilizados en los ensayos. Las UT no mostraron una correlación significativa con los parámetros físicos y químicos evaluados (Cuadro III). No obstante, algunos tambos presentaron una toxicidad elevada, lo cual podría atribuirse a interacciones sinérgicas o antagónicas entre sustancias o a la presencia de contaminantes no analizados, como detergentes, desinfectantes o medicamentos utilizados en el manejo del tambo (Méndez-Rivera et al. 2023, ^{Ramírez-Morales et al. 2024}). En esos trabajos, los ensayos ecotoxicológicos revelaron que todas las muestras presentaron cierto grado de toxicidad para Daphnia magna y que la mayoría también resultó tóxica para Vibrio fischeri y Lactuca sativa (^{Ramírez-Morales et al. 2024}).

Los ensayos de toxicidad, adoptados por la USEPA (¹⁹⁹⁴, ²⁰⁰⁰), permiten evaluar el impacto potencial de los contaminantes en distintos organismos acuáticos y terrestres. Si bien no identifican las sustancias responsables de la toxicidad, son herramientas útiles que integran los efectos combinados de compuestos conocidos y desconocidos, así como sus posibles interacciones. Además, son aplicables tanto para proteger los ambientes receptores como para verificar la eficiencia de los tratamientos implementados antes del vertido (^{Saldaña et al. 2002}, ^{Aguayo et al. 2004}, ^{Ra et al. 2008}).

CONCLUSIONES

Este estudio concluye que el uso de agua en los tambos de la subcuenca sur de La Pampa es similar al registrado en tambos de zonas cercanas. No obstante, los efluentes presentan concentraciones de sustancias químicas que exceden los límites establecidos por la normativa vigente, la cual requiere una urgente actualización. Esta revisión debería contemplar diferencias en la escala de producción, ya que no todos los tambos generan la misma cantidad de efluentes.

Por otro lado, el elevado contenido de nutrientes de los efluentes sugiere un potencial de aprovechamiento como fertilizante. Sin embargo, las pruebas revelaron que todos los efluentes resultaron tóxicos para Daphnia magna, lo que evidencia posibles efectos adversos sobre la biota y el ecosistema.

Actualmente, los efluentes suelen ser vertidos en canales, pozos o directamente en el suelo, prácticas que representan un riesgo de contaminación ambiental. Por ello, es fundamental que la futura normativa incluya evaluaciones de toxicidad no solo en organismos animales, sino también en vegetales, a fin de informar sobre los riesgos ambientales y definir posibles medidas de mitigación.