Situación actual de las granjas ecológicas de ganado vacuno de Galicia : comparación con los sistemas de explotación tradicional e intensivo

Universidade de Santiago de Compostela Facultade de Veterinaria de Lugo Departamento de Patoloxía Animal Situación actual de las granjas ecológicas de ganado vacuno de Galicia. Comparación con los sistemas de explotación tradicional e intensivo Memoria presentada por la licenciada Dña Mª Isabel Blanco Penedo para optar al grado de doctor en veterinaria Lugo, mayo de 2008 D. JOSE LUIS BENEDITO CASTELLOTE, Profesor Titular del Departamento de Patología Animal, Dña. M. MARTA LÓPEZ ALONSO, Profesora Titular del Departamento de Patología Animal INFORMAN Que la Tesis Doctoral titulada “Situación actual de las granjas ecológicas de ganado vacuno de Galicia. Comparación con los sistemas de explotación tradicional e intensivo”, de la que es autora la Licenciada en Veterinaria Dña. Mª ISABEL BLANCO PENEDO, ha sido realizada bajo nuestra dirección en el Departamento de Patoloxía Animal de la Universidade de Santiago de Compostela y, en opinión de los abajo firmantes, este trabajo reúne las condiciones legales para optar al Título de Doctor en Veterinaria. Y para que conste a los efectos oportunos firmamos el presente informe en Lugo a 28 de mayo de 2008. Fdo. José Luis Benedito Castellote Fdo. M. Marta López Alonso Fdo. Richard F. Shore A mi Familia A mis amigos Me gustaría mostrar mi más sincero AGRADECIMIENTO a las siguientes personas: Al Profesor Dr. José Luis Benedito Castellote, por ofrecerme la gran oportunidad de realizar la presente Tesis y por todo lo que me ha enseñado, siempre le estaré agradecida. A la Profesora Dra. Marta López Alonso, por la fuerza del optimismo que siempre me ha transmitido y por su implicación personal durante todo el desarrollo de la Tesis. Al Profesor Dr. Richard Shore por superar con creces la dificultad añadida de codirigir una Tesis desde la distancia con eficacia y pragmatismo. A la Profesora Dra. Marta Miranda Castañón por su apoyo constante y su ayuda incondicional. A la Profesora Dra. Cristina Castillo y al Profesor Dr. Joaquín Hernández por su apoyo y cariño durante este tiempo. A todos mis compañeros de Departamento, Víctor, Oscar, Patri, Betiana, Marco, Majo, Rodrigo, por las horas y buenos momentos que hemos compartido juntos. Al Dr. Jesús Velasco por su ayuda en la realización de los muestreos y a Maite Fernández como técnico de laboratorio, su colaboración ha sido esencial. Me gustaría agradecer a los Profesores Nieves Muñoz y Ceferino López ya que sin ellos no habría salido sola de los “apuros” estadísticos e informáticos, a los Profesores Agustín Merino, Carlos Franco y Juan Becerra y a Verónica Piñeiro del servicio Fisquitecnal, a todos ellos por su ayuda e interés por el progreso de la Tesis. A mis supervisores de las estancias, los Profesores Richard Shore, Terry Engle y Albert Sundrum por ofrecerme la oportunidad de realizar las estancias en el Centro de Ecología e Hidrología de Monks Wood (Cambridgeshire, Inglaterra), en el Departamento de Ciencia Animal en Fort Collins (Colorado) y en el Departamento de Nutrición y Salud Animal en Witzenhausen (Alemania). Durante las mismas, he podido aprender muchísimo bajo su dirección, recibiendo un trato familiar desde el principio y por las que he tenido la suerte de conocer a gente tan maravillosa. A los veterinarios de los mataderos y al personal de los mismos, a los veterinarios: Lucas Rigueira, Eduardo Mazaira, Miguel Torres, Eva Rubianes, Mª José Otero, Esperanza Bispo, Diego Herbón; a las Cooperativas ecológicas Agronovo y Biocoop, a todos ellos por haberme facilitado la recogida de muestras y encuestas. A los ganaderos de las granjas ecológicas por hacer cedido su tiempo para atenderme tan amablemente. En la parte más personal, me gustaría darle las gracias: A toda mi familia, especialmente a mi abuela que no me deja de enseñar, a mis padres, a mis hermanas Quesé y María, David, Susana y a mis primos, por estar continuamente a mi lado, día a día, incluso cuando no entendían mis idas y venidas con unas tal “separatas”. Compartieron conmigo las dificultades y los obstáculos, y ahora quiero compartir con ellos la finalización de esta Tesis. A mis amigos de Vigo, Eli, Eva, Lucía, Paula, Anxos, Ruth, Silvia, Stela, Berto, Luis, Diego; a mis niñas de la “Compañía” especialmente a Luliña, Espe, Encarna, Leni, Jone, María Churru, Majo, Almu, Hari; a Inmiña, Leti, Arantxa, a mis compis de piso en estos años. A todos ellos porque han sabido comprender mis “ausencias” en los fines de semana y en las xuntanzas, porque también han compartido los malos ratos y siempre han estado muy pendientes de mi. Guardo con mucho cariño especialmente su atención durante las estancias. A la gente de la Carballeira por los ratos agradables a última hora del día y sus palabras de ánimo. A mis fieles amigas Trisquel y Ara, por la enorme compañía que me han ofrecido. A la memoria de mi padrino Pepe, pues me inculcó el amor y respeto por la Naturaleza y los Animales que me enseñó de pequeña y que me hará recordarle siempre. A todas aquellas personas que me han ayudado de una forma u otra durante el desarrollo de la presente Tesis, a TODOS, MILES DE GRACIAS!! La presente Tesis Doctoral ha sido realizada dentro del Proyecto de Investigación titulado: "Influencia en el tipo de explotación (convencional, intensiva, ecológica) en la acumulación de metales esenciales y contaminantes en ganado vacuno y porcino de Galicia" (PGIGIT02RAG2601PR), financiado por la Xunta de Galicia y desarrollado en el Departamento de Patoloxía Animal, Facultade de Veterinaria de Lugo, Universidade de Santiago de Compostela. Isabel Blanco Penedo ha sido becaria FPU (AP2003-3835) del Ministerio de Educación y Ciencia. Introducción y Objetivos 4 las consecuencias de la liberación de sustancias tóxicas debido a la capacidad y la adaptación de los sistemas biológicos, aspecto que da mayor peso al estudio de sistemas alternativos en un momento en el que se fomentan las producciones sostenibles. Las primeras especificaciones en torno al cuidado del medio ambiente radican en la renuncia del uso de pesticidas y fertilizantes nitrogenados. Una propiedad de los plaguicidas organoclorados (OCs) y también los policlorados bifenilos (PCBs) es que resisten los procesos de degradación natural (ya sea metabólica o química), por lo que representan una vida media ambiental muy elevada (Manahan, 1993). Junto a estos compuestos orgánico-persistentes, la contaminación ambiental por metales tóxicos y por tanto la exposición de los seres vivos a estos elementos, es un problema serio reconocido a nivel mundial que puede ocurrir de forma natural debido a un contenido anormalmente alto de estos elementos en el suelo o bien debido a una fuente antropogénica (Nordberg et al., 2007). Los principales factores que afectan a la posible acumulación de metales potencialmente tóxicos en animales que pastan es la presencia del metal en el medio natural, su concentración en la hierba y en la superficie del suelo, y la duración de la exposición de los animales a suelos y pastos contaminados (Wilkinson et al., 2003), ingiriendo los metales por el consumo de forraje contaminado externa o internamente (Aitken, 1997) o por la ingesta de suelo cuando pasta el animal (Wilkinson et al., 2003). En relación al segundo principio, la rápida expansión de las granjas ecológicas además ha planteado numerosos desafíos dentro de los sistemas de producción animal, debiendo proporcionar las condiciones necesarias para alcanzar la máxima salud y bienestar animal. Para desarrollar estos aspectos se han ido potenciando ciertas restricciones referidas a la salud animal que de forma rutinaria se emplean en las granjas convencionales e intensivas (Vaarst et al., 2005). Así, el bienestar animal es esencial para alcanzar la salud integral del mismo, lo cual implica una buena calidad de vida y la posibilidad de desarrollar un comportamiento natural al conseguir un alimento adecuado a su fisiología (Lund, 2006; Haas et al., 2007). Es conocido que en la mejora de la calidad de la carne debe considerarse toda la cadena desde la cría del animal hasta el procesado de la misma. Debido a que la calidad del procesado y del producto están conectados a través (entre otros puntos) de la salud del animal y el estatus de enfermedad a nivel de la granja, es esperable que la mejora de las condiciones en las que viven los animales permita mejorar sus vidas y consecutivamente, tanto la calidad del procesado como la del producto (Sundrum, 2001). Dentro de la producción de vacuno de carne en general, el riesgo de problemas de salud y bienestar animal debido a la falta de una suplementación de nutrientes esenciales está restringida primariamente al ganado joven en sus primeras semanas de vida. En las siguientes fases de crecimiento se encuentra en su propia naturaleza el tratar los desequilibrios nutricionales, así como el desarrollo genético para poder soportarlo. En fases más tardías, deben configurarse los requerimientos del animal para prevenirle de enfermedades derivadas de los procesos de intensificación en la producción (desórdenes metabólicos, desórdenes locomotores, muertes súbitas). En las granjas intensivas, las dietas elaboradas a base de subproductos y complementadas con suplementos minerales como promotores de crecimiento ofrecidas de forma habitual, pueden causar tanto la acumulación de determinados elementos en los Introducción y Objetivos 5 tejidos animales (y por tanto niveles elevados de residuos en las carnes) como provocar interferencias en la acumulación de otros elementos tóxicos y esenciales. Estos desequilibrios pueden por si solos causar importantes problemas de deficiencias o intoxicaciones minerales o contribuir de forma indirecta a la patogenicidad de otros desórdenes metabólicos, provocando una mayor susceptibilidad al padecimiento de otras enfermedades así como un descenso de las producciones (García Romero y Bidarte Iturri, 2005). Dentro de la ganadería ecológica, los problemas nutricionales son muy diferentes, estando en la mayor parte de los casos ligados a un manejo inadecuado de los pastos, que no permite satisfacer las demandas nutricionales de los animales. Numerosos autores afirman que el valor nutricional de un pasto bien empleado es alto, y que con un pasto de buena calidad, se puede mantener el bienestar del ganado vacuno con bajos niveles de suplementación o incluso ninguno (Wood et al., 2004; Kennedy et al., 2005). Sin embargo, otros autores señalan que las limitaciones en las materias primas durante deficiencias estacionales pueden causar desequilibrios en las dietas (Sundrum, 1997) por lo que puede esperarse que aparezcan efectos negativos en los animales si ocasionan un aumento de la movilización de las reservas corporales y un balance energético negativo (Butler y Smith, 1989). Además, las restricciones de suplementos alimenticios y la falta de profilaxis para el control parasitario se han identificado como riesgos potenciales para la deficiencia mineral en las granjas ecológicas (Roderick y Hovi, 1999; Hovi et al., 2003). Esta problemática no suele darse en las granjas convencionales, a pesar de que presenten una cría natural principalmente dependiente de productos locales, puesto que la suplementación extra de concentrado que se ofrece de forma rutinaria a los animales permite cubrir las necesidades nutricionales de los mismos, para alcanzar un nivel de producción económico. El tercer principio por el que se rige la ganadería ecológica implica garantizar la más alta transparencia alimentaria a los consumidores, cada vez más sensibilizados y exigentes con su salud para alcanzar unas óptimas expectativas de vida, ofreciendo productos de máxima calidad, salubridad e inocuidad. A pesar del gran número de publicaciones sobre residuos en productos de origen animal y transferencia de sustancias tóxicas en sistemas de producción intensiva y convencional, son escasos los estudios sobre el desplazamiento de dichos tóxicos por la cadena ecológica hasta alcanzar a los animales de granja (Kan y Meijer, 2007). Es conocido que la contaminación potencial de los productos cárnicos comienza en la granja, involucrando al animal desde su concepción hasta el final de su ciclo productivo (Desmarachelier et al., 2007). En este contexto, los residuos en los productos cárnicos procedentes de una exposición previa del animal a metales tóxicos, y que son fácilmente medibles en ciertos tejidos, puede determinar diferencias significativas en los niveles de residuos relacionados con las prácticas ganaderas (López-Alonso et al., 2000a). Para el mantenimiento de los tres pilares básicos en los que se sustenta la ganadería ecológica, calidad medioambiental y desarrollo sostenible, salud y bienestar animal, y calidad de productos, es necesaria la participación de un profesional veterinario capaz de integrar todos estos aspectos dentro de la dinámica rutinaria de la explotación ganadera, ofreciendo un servicio integral más allá de la solución de los problemas de carácter clínico o agudo que se plantean en una granja convencional. Desde el momento en el que la sanidad animal se conecta con la higiene, alimentación y producción, bienestar animal y Introducción y Objetivos 6 prácticas de manejo del ganado vacuno, y que se integran en el medio ambiente se requieren muchas más investigaciones en este campo multidisciplinar. Surge en este contexto pues la necesidad de formar profesionales veterinarios especializados en lo que podríamos llamar zootecnia ecológica. Estos nuevos aspectos que debe abarcar y que se alejan de la visión tradicional, se podrían situar o definir en el campo de la ecotoxicología —conociendo la dinámica de entrada de compuestos como metales pesados y pesticidas en el ecosistema ganadero, sus posibles repercusiones sobre la salud y producción animal, así como los residuos en los productos animales de alta calidad—o en la sanidad ambiental—con programas completos soportados por el conocimiento de los agentes bióticos y epidemiológicos de los procesos más prevalentes de las zonas geográficas y ecosistemas donde están ubicadas las explotaciones (García Romero et al., 2003). La ganadería ecológica, como modelo de desarrollo sostenible, tiene una gestión diferencial en la medicina preventiva y/o control de procesos patológicos, en donde las terapias naturales tienen una gran importancia estratégica junto a las medidas de manejo sanitario para mantener la salud del rebaño. Desde la perspectiva clínica, los veterinarios en estas granjas ecológicas todavía realizan servicios veterinarios y programan tratamientos sin especialización, muy similares a los que se aplican en la ganadería intensiva o tradicional (Bennedsgaard et al., 2003). Esta especialización permitiría comprender las particularidades de los animales en las condiciones fisiológicas, ambientales y de manejo inherentes a la ganadería ecológica, ya que el servicio clínico podría ofrecer una información que corresponde al bienestar del animal, así como a muchos procesos metabólicos los cuales de otra manera serían difíciles o imposibles de conocer debido a la gran prevalencia de casos subclínicos en este tipo de explotación (Mannimen et al., 2007) y de esta forma se podrían ajustar las prácticas ganaderas a las necesidades del animal. En Galicia, la producción de ganado vacuno de carne representa la producción animal más importante, suponiendo más del 15% del total de la producción a nivel nacional (MAPA, 2005). En esta región, el ganado vacuno se cría de forma tradicional en pequeñas granjas recibiendo una alimentación a base de productos locales. En los años 80 aparecieron numerosas granjas intensivas altamente especializadas, donde los animales reciben una alimentación a base de piensos concentrados, con el objetivo de conseguir rápidos crecimientos, y por tanto, un aumento importante de las producciones. En los últimos años, sin embargo, ha aparecido un rápido desarrollo de la ganadería ecológica, que tiene su origen en explotaciones tradicionales que sufren un periodo de conversión para adaptarse a la normativa y sistemas de producción ecológicos. Dichas explotaciones basan la alimentación de los animales en productos de origen local, siendo por tanto muy dependientes del medio ambiente donde vive el animal. El gran incremento en el número de estas explotaciones ecológicas en Galicia, con un peso cada vez mayor en la economía agraria, despierta el interés por conocer su situación actual tras la conversión de sistemas de producción tradicional, abarcando distintos aspectos relacionados con la presencia de sustancias tóxicas en el medio donde se desarrollan los animales y su transferencia a los productos cárnicos, las posibles deficiencias nutricionales asociadas a una alimentación basada en productos locales, el estado de salud de los animales o la calidad cárnica de los productos generados en las mismas. Todo esto permitirá tener una visión real de dichas explotaciones y por tanto Introducción y Objetivos 7 definir los puntos de actuación más importantes para el profesional veterinario encargado de la gestión de las mismas. El objetivo general de la presente Tesis Doctoral es conocer la situación actual de las explotaciones ecológicas de ganado vacuno de carne de Galicia, en comparación con los sistemas de producción intensivo y convencional, abarcando los diversos aspectos de calidad ambiental y sostenibilidad, salud animal y calidad de productos cárnicos. Para ello nos planteamos los siguientes objetivos concretos: 1. Cuantificar las concentraciones de organoclorados y bifenilos policlorados en terneros y evaluar si diferentes factores (tipo de granja y proximidad a un foco industrial) afectan a la acumulación de contaminantes orgánicos persistentes en el ganado vacuno. 2. Determinar cómo varía la acumulación de los principales metales pesados (arsénico cadmio, mercurio y plomo) en las explotaciones ecológicas, intensivas y convencionales de Galicia, y cuáles son los factores más importantes que afectan a la exposición de metales tóxicos a través de los tipos de explotación. 3. Valorar la influencia del sistema de explotación (ecológico, intensivo o convencional) en el estatus de los elementos esenciales en ganado vacuno de Galicia. 4. Determinar la influencia del tipo de manejo de los animales en los sistemas de explotación ecológico, intensivo y convencional sobre el perfil metabólico en los terneros. 5. Valorar la concentración de elementos tóxicos y esenciales en los productos cárnicos procedentes de la ganadería ecológica en comparación con los sistemas de producción intensivo y convencional. 6. Analizar el estatus de salud animal y de los productos obtenidos en el sistema de producción ecológico en comparación con los sistemas intensivo y convencional. Revisión Bibliográfica 11 Revisión Bibliográfica 1. Concepto de Agricultura y Ganadería Ecológica La agricultura ecológica debe concebirse como parte integrante de un sistema de producción agrario sostenible y como una alternativa viable a un enfoque más tradicional de la Agricultura. Desde la entrada en vigor de la legislación comunitaria sobre agricultura ecológica en 1992, se cuentan por decenas de miles los productores que han optado por este sistema de producción, como consecuencia del mayor conocimiento por parte de los consumidores de los productos derivados del cultivo ecológico, y de una demanda creciente de los mismos. Diversos organismos tanto estatales como autonómicos ofrecen su particular visión sobre lo que la agricultura y ganadería ecológica representan. La agricultura y ganadería ecológica se definen como un sistema agrario y ganadero cuyo objetivo fundamental es la obtención de alimentos de máxima calidad, respetando el medio ambiente y conservando la fertilidad de la tierra, mediante la utilización óptima de los recursos naturales, excluyendo el empleo de productos químicos de síntesis y procurando un desarrollo agrario y ganadero sostenible (MAPA, 2007). La producción ecológica es un sistema general de gestión agrícola y producción de alimentos que combina las mejores prácticas ambientales, un elevado nivel de biodiversidad, la preservación de recursos naturales, la aplicación de normas exigentes sobre bienestar animal y una producción conforme a las preferencias de determinados consumidores por productos obtenidos a partir de sustancias y procesos naturales. Así pues, los métodos de producción ecológicos desempeñan un papel social doble, aportando, por un lado, productos ecológicos a un mercado específico que responde a la demanda de los consumidores y, por otro, bienes públicos que contribuyen a la protección del medio ambiente, al bienestar animal y al desarrollo rural (CEE 834/2007). La comisión del Codex Alimentarius considera a la Agricultura Ecológica ("Organic farming", incluyendo los conceptos "biological" y "ecological") en su documento: Guidelines for the Production, Processing, Labelling and Marketing of Organically Produced Foods, Codex Alimentarius Commission, CAC/GL32, 1999, point 7: como un sistema de producción holístico, que promueve y estimula la salud del agroecosistema, incluyendo la biodiversidad, los ciclos biológicos y la actividad biológica del suelo. Enfatiza el uso de buenas prácticas de manejo sobre la utilización de insumos externos a la granja. Esto se consigue, en la medida de lo posible con métodos biológicos, culturales (formación y educación) y mecánicos en oposición a la utilización de productos químicos sintéticos. Teniendo en cuenta que el holismo es la doctrina que considera que una realidad compleja no se reduce a la suma de sus elementos, sino que constituye un sistema global regido por leyes globales, la agricultura ecológica se basa en considerar la Revisión Bibliográfica 12 producción agrícola como la integración de todos los elementos que la componen: la tierra, los animales y las plantas. En la actualidad, la Política Agrícola Común (PAC) cuenta entre sus objetivos fundamentales el logro de una agricultura y un medio ambiente sostenibles, que según su definición, el desarrollo sostenible debe conciliar la producción alimentaria, la conservación de los recursos no renovables y la protección del entorno natural, de modo que puedan satisfacerse las necesidades de la población actual sin comprometer la capacidad de autoabastecimiento de las generaciones futuras. A fin de conseguir dicho objetivo, es preciso que los productores reflexionen sobre la incidencia de sus actividades en el futuro desarrollo de la agricultura, así como sobre la forma en que los sistemas que aplican configuran el entorno. En este contexto, los agricultores, consumidores e instancias políticas han mostrado un renovado interés por el fenómeno de la agricultura ecológica. La mejor definición que recoge los principios y objetivos de la agricultura ecológica es la consensuada en el seno de la Federación Internacional de Movimientos de Agricultura Ecológica (IFOAM, Internacional Federation of Organic Farming Movement) organización mundial que aglutina a los principales organismos, asociaciones y empresas del sector. La agricultura ecológica definida por la IFOAM, incluye todos los sistemas agrícolas que promueven ambiental, social y económicamente la producción de comida y subproductos. Reciclando nutrientes y fortaleciendo los procesos naturales para ayudar a mantener la fertilidad del suelo y asegurar una producción exitosa. Respetando la capacidad natural de plantas, animales y paisajes, el objetivo es optimizar la calidad de todos los aspectos de la agricultura y medio ambiente. La agricultura ecológica reduce drásticamente los insumos externos por el freno del empleo de fertilizantes sintéticos y pesticidas, alimentos modificados genéticamente y fármacos. Las pestes y enfermedades se controlan con su media de aparición natural y con sustancias de acuerdo con los conocimientos científicos, aumentando la producción agrícola y la resistencia a enfermedades. La agricultura ecológica agrupa principios globalmente aceptados, los cuales son implantados dentro de contextualizaciones socio-económico locales, climáticas y culturales. Como una consecuencia lógica, IFOAM potencia y apoya el desarrollo de sistemas autosuficientes a nivel local y regional (IFOAM, 2005). Las granjas de ganado ecológico han establecido una serie de objetivos consensuados por la IFOAM que trabaja a nivel mundial y que coordina toda una red de organizaciones ecológicas que se basan en una producción afín con el medio ambiente, optimizando la salud animal y su bienestar, además de ofrecer productos de alta calidad. El ganado ecológico se basa en el principio de ciclo cerrado entre los animales y el suelo. La necesidad de conectar con el suelo se debe a las necesidades del animal de tener libre acceso al medio, y también implica que su comida debe ser preferentemente producida en la granja. Los objetivos son idénticos si consideramos los productos de los cultivos o los productos animales. Ambos implican la aplicación de métodos de producción que no dañen al medio ambiente, que sean más respetuosos con el campo y preocupados por el bienestar animal y con la consecución de productos agrícolas de alta calidad (Codex Alimentarious Commission, 2004). Revisión Bibliográfica 13 2. Marco Europeo de la Agricultura y Ganadería Ecológica 2.1. Situación de la Agricultura Ecológica en Europa Aunque en el año 2000 la agricultura ecológica sólo representaba el 3% del total de la superficie agrícola útil (SAU) de la Unión Europea (UE), la agricultura ecológica se ha convertido en uno de los sectores agrarios más dinámicos dentro de la UE. Entre 1993 y 1998, dicho sector creció anualmente alrededor de un 25% y se estima que, desde 1998, su crecimiento se ha cifrado en un 30% anual. No obstante, en algunos Estados miembros, este crecimiento parece haberse estabilizado. Existe una gran variación entre países destacando particularmente el caso de Italia y Reino Unido. Ambos poseen una superficie ecológica significativa, pero Italia registra el mayor número de productores ecológicos, mientras que Reino Unido cuenta con el mayor tamaño de sus operadores ecológicos. Austria, Dinamarca, Finlandia, Suecia, Alemania y Luxemburgo, así como Noruega tienen la mayor proporción de operadores ecológicos. Por otro lado, el área de cultivo ecológico en Italia, Austria, Grecia es mucho más pequeña que la de otros estados miembros de la UE (Rohner-Thielen, 2005). La media de productores ecológicos entre el número total de productores agrícolas se ha estabilizado más o menos desde el año 2000, mientras que la superficie dedicada ha aumentado. Lo que indica que el tamaño dedicado para actividades ecológicas ha aumentado. Así en un estudio realizado para valorar la media de superficie de una granja ecológica en Europa se observó un aumento de su superficie de16 hectáreas (ha) en 1985 a casi 40 en el año 2004 (Lampkin, 2006). La proporción de granjas especializadas (por ejemplo granjas cuyos principales insumos proceden de los cultivos, ganado en pastoreo o predominancia cerealista) aumentó de 77 a 81%, mientras que la proporción de granjas mixtas cayó de 23 a 19%. El área de pastos permanentes en la región de la Agencia Europea del Medio Ambiente (EEA) cayó un 11% entre 1975 y 1998 (EEA, 2005). En términos de importancia en los cultivos forrajeros hay una gran variación entre los estados miembros, las medias forrajeras son más bajas en Portugal y España (39% y 31% respectivamente) pudiendo ser un reflejo de su clima más seco. Mientras que estos cultivos son particularmente importantes en Irlanda (91%), Reino Unido (75%), Austria (68%), Francia (64%), Bélgica (65%) y Grecia (62%) (Organic Revision, 2007). En España, la práctica de la agricultura ecológica comenzó a finales de los años 80, inicialmente, el crecimiento del sector fue exponencial, y más recientemente se ha producido una desaceleración de su desarrollo (Figura 1). Nuestro país reúne condiciones para el desarrollo de este tipo de agricultura por su climatología y los sistemas extensivos de producción que se aplican en un gran número de cultivos. Como consecuencia de la transferencia de competencias desde el Estado español hacia las comunidades autónomas, las producciones ecológicas se han ido desarrollando de una forma muy diversa en las distintas regiones, sobre todo si además se tiene en cuenta la diferencia que existe entre las mismas en cuanto a superficie agraria, climatología, situación socioeconómica, etc. Revisión Bibliográfica 14 Figura 1. Evolución de la producción agrícola ecológica (1991-2006). 2.2. Situación de la Ganadería Ecológica en Europa La importancia y características de la producción de vacuno en ecológico varía ampliamente entre los diferentes países de la UE. Esta producción en la UE se concentra principalmente en Italia, Suecia, Alemania, Reino Unido, Francia, Austria y España. Reino Unido y Alemania mantienen al menos la mitad de los rebaños ecológicos de leche (ECDG-Agriculture, 2005). De hecho, en Reino Unido, la producción láctea ecológica está superando a la producción cárnica en número de granjas, si bien hasta hace unos años la producción de terneros mamones ha sido una de las principales líneas de producción de ganado ecológico en este país (Soil Association, 2001). En Austria, menos de la mitad de la producción ecológica de vacuno se dedica a la producción cárnica (Graf y Willer, 2000). El tamaño de las granjas ecológicas en Europa ha ido aumentando, porque a pesar de que su número ha permanecido más estable, la superficie ha continuado creciendo, no obstante la variación entre los diferentes Estados miembros es considerable. De acuerdo con la publicación realizada por el Departamento General de Agricultura del Sector Ecológico (EC-DG), el total de ganado ecológico certificado aumentó sobre 3 millones de unidades ganaderas (UG) o 2.3% del total de los 25 Estados miembros de la UE (EC-DG- Agriculture, 2005). En el mismo año 3.9% de UAA (Utilised Agricultural Area, Área Agrícola utilizada) fueron manejados de forma ecológica. Como anteriormente señalamos, la producción ecológica no se encuentra igualmente distribuida en la UE: Italia, Suecia y Alemania tienen el mayor número de rebaños certificados como ecológicos con más de 0.40 millones UG cada uno de ellos, seguidos de Reino Unido (0.33 millones UG), Francia (0.31 millones UG), Austria (0.26 millones UG) y España (0.22 millones UG). En cuanto a los nuevos Estados miembros de la UE cabe Revisión Bibliográfica 15 destacar que en pocos se produce ganado ecológico, a excepción de la República Checa (75.000 UG) y Hungría (60.000 UG). El desarrollo de la ganadería ecológica es más reciente que el de la agricultura ecológica y por ello la publicación oficial de los estándares de la misma es más actual (1997-2001), aunque éstos se han ido desarrollando con el tiempo, claramente influidos por los aspectos que preocupan a los consumidores en relación a la producción ganadera convencional (residuos y resistencias a los antibióticos, organismos genéticamente modificados, bienestar animal). La disminución del número de granjas mixtas y el aumento de la especialización son también indicadores indirectos de intensificación. En una investigación nacional llevada a cabo por Nieberg et al. (2005) en 11 Estados miembros (Austria, Dinamarca, Alemania, Italia, Reino Unido, Suiza, República Checa, Estonia, Hungría, Polonia y Eslovenia), la mayoría de 550 granjeros ecológicos valorados se les consideró especializado. La baja proporción de granjas mixtas (solo un 16% de las analizadas) implican un fuerte contraste con expectación de que todas las granjas ecológicas tienen una estructura mixta. Sin embargo, existen fuertes variaciones entre países, factores locales y personales que promueven la especialización (Organic Revision, 2007). Ganadería Ecológica en España y Galicia Al desarrollo del ganado ecológico en España contribuyó además de los agroecosistemas extensivos existentes con prácticas ya propias de ecosistemas naturales, el gran número de razas autóctonas de las diferentes especies, adaptadas a situaciones difíciles, algunas de ellas capaces de sobrevivir a condiciones extremas. No obstante, el número de algunas razas ha disminuido de forma significativa, mientras que otras se encuentran actualmente en aumento: Retinta, Asturiana de los Valles, Rubia Gallega, Avileña, Morucha, Segureña, Pirenaica entre las razas bovinas, Castellana, Churra, Lacha, Carranzana, Manchega, Merina, Navarra, Aragonesa, Ripollesa y raza Gallega en ovino, Agrupación Caprina Canaria, Malagueña, Murciana-Granadina y Verata en caprino e Ibérico y Porco Celta en porcino (García Trujillo, 2000). En cuanto a la producción de ganado vacuno en España, el 96.7% de la producción nacional ecológica es vacuno de carne y sólo un 3.3 % de vacuno de leche (MAPA, 2007). En nuestro país destaca la tradición y el desarrollo alcanzado por la apicultura, cuyo manejo cuidadoso ha dado lugar a la obtención de productos de gran calidad por la abundancia y variedad de la flora melífera existente en España (Ministerio de Medio Ambiente y Medio Rural y Marino 2008) (Tablas 1 y 2). Las condiciones climáticas y orográficas de la Península Ibérica han propiciado una serie de impactos ecológicos derivados de la actividad agraria bastante diferentes, o de distinta intensidad, respecto a los de los países del centro y norte de Europa. Destacan por su singularidad los sistemas agro-silvopastorales (agrícolas, forestales y ganaderos) (González Eguren, 2004). Así, los principales agroecosistemas de relevancia para el desarrollo de producción ecológica en España son la Dehesa, el Monte Gallego y los Sistemas montañosos (García Trujillo, 2000). Revisión Bibliográfica 22 regulando la producción animal y en el año 2000 se creó un logotipo compuesto por los términos "Agricultura Ecológica-Sistema de Control CEE" concebido para ser utilizado con carácter voluntario en el etiquetado de los productos ecológicos (Ministerio de Medio Ambiente y Medio Rural y Marino, 2008). Los procedimientos de aplicación de dichos Reglamentos revisten asimismo gran importancia, ya que garantizan que todos los productores que alegan cumplir los requisitos para ser considerados agricultores ecológicos están inscritos en el organismo de control competente de su país. A su vez, tales organismos han sido designados por autoridades encargadas de comprobar su capacidad para administrar los regímenes de forma justa y eficaz y están sujetos a la reglamentación establecida por ellas. En España, el control y la certificación de la producción agraria ecológica se lleva a cabo mayoritariamente a través de Consejos o Comités de Agricultura Ecológica territoriales, que son organismos dependientes de las Consejerías o Departamentos de Agricultura de las Comunidades Autónomas, o directamente por Direcciones Generales adscritas a las mismas. No obstante, tres Comunidades Autónomas han autorizado a su vez organismos privados para la realización de estas funciones: Andalucía, Castilla la Mancha y Aragón. Como distintivo para que el consumidor pueda distinguir en el mercado los productos de la agricultura ecológica, todas las unidades envasadas, además de su propia marca, llevan una etiqueta (o contra etiqueta) numerada y un logotipo o anagrama especifico, con el nombre y/o el código de la autoridad u organismo de control y la leyenda “Agricultura Ecológica". Ello significa que la finca o industria donde se ha producido o elaborado el producto, está sometida a los controles e inspecciones correspondientes de la Autoridad o del Organismo establecido al efecto en la respectiva Comunidad Autónoma. Constituye, a su vez, la única garantía oficial de que el producto responde a la calidad supuesta por el consumidor y cumple las normas establecidas en el Reglamento (CEE) 2092/91 (Ministerio de Medio Ambiente y Medio Rural y Marino, 2008). Contaminación ambiental Las consideraciones medioambientales desempeñan un papel fundamental en la política agrícola común al tratar ésta de integrar en sus normas los problemas medioambientales y lograr prácticas agrícolas que protejan el medio ambiente y al espacio rural (UE, 2005). La mitad de las tierras de la UE están destinadas a la agricultura. Este solo hecho pone de manifiesto la importancia que reviste la actividad agraria para el medio ambiente natural de la UE y la profunda influencia mutua que ejercen las labores agrícolas y la naturaleza (UE, 2005). La política agrícola común refuerza el respeto de las normas agrícolas y ambientales que favorezcan la protección contra la erosión y el mantenimiento de la materia orgánica y la estructura del suelo. Los procesos de degradación del suelo, como la desertización, la erosión, la disminución de materia orgánica, la contaminación (por ejemplo, por metales pesados), el sellado, la compactación, la pérdida de biodiversidad y la salinización, pueden privar al suelo de la capacidad para realizar sus principales funciones. Tales procesos de degradación pueden deberse a prácticas agrarias inadecuadas, como fertilización desequilibrada, captación excesiva de aguas subterráneas para regadío, uso Revisión Bibliográfica 23 incorrecto de plaguicidas, utilización de maquinaria pesada o pastoreo excesivo. La degradación del suelo puede deberse también al abandono de determinadas prácticas agrarias. Por ejemplo, la progresiva especialización en cultivos herbáceos ha venido a menudo acompañada del abandono de los sistemas tradicionales de rotación de cultivos y de la utilización de materia vegetal como abono, prácticas que contribuyen a la restauración del contenido orgánico del suelo. 3. Presencia de sustancias químicas en el medio natural Las sustancias químicas presentan grandes diferencias en cuanto a sus posibles impactos indeseables sobre el medio ambiente. En las tres últimas décadas se comprobó que muchas de ellas tienen graves repercusiones en los procesos y organismos naturales, incluidos los seres humanos. Ciertas sustancias químicas que pasan al medio se descomponen poco a poco y son asimiladas por los procesos naturales. Así, cuando quedan suficientemente diluidas, dejan de suponer riesgos para el ambiente y para la salud de los seres humanos, aún cuando en dosis grandes sean muy tóxicas (concentraciones elevadas en exposiciones a corto plazo). De hecho, hasta hace bien poco se asumía que en general “la dilución es la solución de la contaminación”. Sin embargo, hay dos clases de sustancias químicas en las que la dilución no funciona: los metales pesados y sus compuestos y los compuestos orgánicos sintéticos no biodegradables. Lejos de desaparecer en el medio, estas sustancias tienden a ser absorbidas y concentradas por los seres vivos, hasta que alcanzan dosis mortales. Este proceso de concentración presenta otro riesgo de salud, el que se produce a largo plazo por la acumulación de cantidades pequeñas. La característica que hace que los metales pesados y los compuestos orgánicos sintéticos no biodegradables sean tan peligrosos es su tendencia a acumularse en los organismos. Por esta causa, cantidades reducidas y, en apariencia inofensivas, absorbidas durante un largo periodo llegan a alcanzar niveles tóxicos. Este fenómeno se conoce como bioacumulación, que ocurre en el organismo y se agrava conforme avanza la cadena alimentaria. Cada organismo acumula la contaminación que se absorbe o ingiere, de modo que la concentración orgánica es muchas veces superior a lo absorbido. El siguiente organismo de la cadena tiene ahora “un alimento” más contaminado que acumula el agente en un grado aún mayor. Todo el contaminante acumulado en la gran biomasa de la base de la pirámide alimentaria se concentra, al avanzar por las cadenas, en la biomasa cada vez más pequeña de los organismos de la parte superior. Este efecto multiplicador de la bioacumulación a lo largo de las cadenas alimentarias se conoce como biomagnificación. Uno de los síntomas más desoladores de la bioacumulación y biomagnificación es que no hay síntomas de advertencia hasta que las concentraciones del contaminante en el organismo son lo bastante elevadas como para dar problemas clínicos, muchas veces siendo demasiado tarde para revertirlo. Revisión Bibliográfica 24 3.1. Contaminación por pesticidas Los plaguicidas usados en agricultura se denominan normalmente productos fitosanitarios. Protegen las plantas o los productos vegetales contra las plagas. Son ampliamente utilizados en la agricultura por las ventajas económicas que reportan al combatir las plagas que afectan a los cultivos y reducir la competencia de las malas hierbas, lo que mejora las cosechas y protege la calidad, fiabilidad y precio del producto final. Frente a sus indudables ventajas, los plaguicidas pueden presentar un grave riesgo para el ser humano especialmente el grupo de pesticidas organoclorados. Su utilización entraña riesgos porque la mayor parte poseen propiedades intrínsecas que los hacen peligrosos para la salud y el medio ambiente si no se aplican correctamente. La salud humana y animal pueden verse perjudicadas por exposición directa (por ejemplo, los trabajadores de la industria que fabrican productos fitosanitarios y los operarios que los aplican) o indirecta (por ejemplo, a través de los residuos que dejan en los productos agrarios y el agua potable, o por la exposición que sufren personas o animales que se encuentren en una zona afectada por su dispersión). Una propiedad de los plaguicidas organoclorados y también los bifenilos policlorados (PCBs) es que resisten los procesos de degradación natural (ya sea metabólica o química), por lo que representan una vida media ambiental muy elevada (Manahan, 1993). Estos compuestos pueden provocar dos formas distintas de toxicidad: TOXICIDAD CRÓNICA: debida a la ingesta de los plaguicidas en dosis subletales durante periodos largos de tiempo que, debido a su efecto acumulativo, pueden provocar efectos graves, sobre todo efectos cancerígenos y teratógenos, inmunosupresión, fenómenos de hipersensibilidad y alergia, reacciones de fotosensibilización, acción estrogénica y efectos neurotóxicos TOXICIDAD AGUDA: provocada por la ingestión de cantidades elevadas de plaguicidas capaces de desencadenar fenómenos tóxicos en un plazo breve de tiempo. Al ser productos lipotrópicos que se acumulan en la grasa, este tipo de toxicidad también pueden aparecer como consecuencia de movilizaciones rápidas de lípidos debidas a ejercicios fuertes o a situaciones de estrés, en estos casos es posible detectar efectos neurotóxicos diversos, irritación de piel y mucosas, tremores, convulsiones, etc., llegando incluso a situaciones de shock y muerte. 3.1.1. Contaminación por insecticidas Desde hace milenios los hombres utilizan sustancias como cenizas, azufre, compuestos arsenicales, tabaco molido, cianuro de hidrógeno, compuestos de mercurio, zinc y plomo, etc. para luchar contra los insectos. Forman el grupo de los llamados insecticidas de la 1ª generación. Son productos en general muy tóxicos, poco efectivos en la lucha contra las plagas y muy persistentes en el ambiente (hasta 50 años). Hoy día se usan muy poco y bastantes de ellos están incluso prohibidos por su excesiva toxicidad. Más de la mitad de los pesticidas son del grupo de los insecticidas. Los avances de la ciencia y de la industria química hicieron posible la aparición de mejores insecticidas que se suelen denominar de la 2ª generación. Los insecticidas Revisión Bibliográfica 25 organoclorados son moléculas orgánicas cloradas con peso molecular de 291 a 545; su estructura cíclica y su gran peso molecular los hace muy parecidos químicamente a los compuestos hidrocarburos clorados utilizados como disolventes. Los organoclorados son, en esencia, hidrocarburos con alto contenido de átomos de cloro y fueron los insecticidas más criticados por los grupos ecologistas. Los insecticidas organoclorados se diferencian de los hidrocarburos clorados en que los primeros son estimulantes del sistema nervioso central y los segundos son depresores del mismo. En realidad esta distinción no es absoluta, el gamma isómero del hexaclorobenceno (lindano) es un estimulante, pero hay otros isómeros que tienen un efecto opuesto. El representante más importante es el DDT. El DDT fue casi un símbolo de veneno químico, debido a su difícil degradación y su gran acumulación en el tejido animal, característica ésta que comparte con los demás integrantes del grupo. Se usaron de forma indiscriminada contra los insectos en campañas como la de la malaria de 1940 a 1960 con resultados muy buenos, por su bajo precio y gran eficacia. En 1948 se descubrió que el DDT se acumulaba indefinidamente en tejidos humanos, en 1970 varios estudios revelaron que se encontraba en la población general de EEUU; posteriormente se comprobó que esto también sucedía con otros insecticidas como hexaclorobenceno, diclorodifenildietano, heptaclor, aldrin y dieldrin. Existen casos de resistencia de insectos a organoclorados, principalmente al DDT, dado el gran uso que se ha hecho del mismo. El Instituto Nacional del Cáncer en EEUU relacionó el heptaclor con tumores malignos en ratas. En 1972 fue prohibido el DDT en EEUU, posteriormente lo fueron también el aldrin, clordano, dieldrin, endrin, heptaclor, hexaclorociclohexano, lindano y toxafeno, organoclorados integrantes de la llamada “docena sucia” que engloba a aquellos pesticidas que más problemas ambientales han generado ya que al demostrarse su persistencia en el medio, su acumulación en seres vivos y otros posibles efectos nocivos a largo plazo, se prohibió su uso en la mayoría de los países. Su frecuencia de uso es cada vez menor, llegando a ser raras en algunas zonas, utilizándose en otras a pesar de su prohibición, el menor número de intoxicaciones se debe a su menor uso, al ser desplazado por otros insecticidas de similar eficacia pero que son biodegradables y no persisten en el medio ambiente. En la actualidad el más usado es el lindano que se usa contra garrapatas y piojos en champúes y soluciones antiparasitarias. 3.1.2. Contaminación por herbicidas Las plantas no deseadas que crecen en los cultivos son uno de los problemas clásicos en agricultura. Los herbicidas se han desarrollado para destruir estas malas hierbas. Desde el punto de vista de su naturaleza química hay más de 12 familias de compuestos químicos que se usan como herbicidas. Hay herbicidas selectivos que sólo matan algún tipo de plantas y otros no selectivos que matan toda la vegetación. Entre los selectivos los hay que eliminan las plantas con hoja ancha, mientras que otros eliminan las hierbas gramíneas. Los dos herbicidas más comunes tienen una estructura química similar. Son el ácido 2,4- diclorofenoxiacético (2,4-D) y el ácido 2,4,5-triclorofenoxiacético (2,4,5-T). Su estructura química es similar a la de la hormona del crecimiento de algunas plantas y destruyen las plantas de "hoja ancha", pero no las gramíneas (hierbas y cereales). Son, por esto, muy Revisión Bibliográfica 26 utilizadas como herbicidas en cultivos de trigo, maíz, arroz, etc., que son algunos de los cultivos más importantes del mundo. Los residuos de plaguicidas en los alimentos están regulados por cuatro Directivas del Consejo: (CEE) 76/895, (CEE) 86/362, (CEE) 86/363 y (CEE) 90/642. En el Reglamento (CEE) 396/2005 se consolidan y modifican dichas Directivas. La legislación cubre la fijación, la vigilancia y el control de los residuos de plaguicidas en los productos de origen vegetal y animal que puedan derivarse de su utilización fitosanitaria. Además, numerosas normativas ecológicas privadas recogen aspectos sobre la contaminación por pesticidas de un modo general, exigiendo zonas de rompevientos y zonas “buffer” (franja de absorción) entre los campos de las granjas ecológicas y los terrenos próximos de tipo convencional, que reducen el riesgo de contaminación por pesticidas. También recogen aspectos concretos la organización NOP (Programa Orgánico Nacional) en EEUU, Bio en Austria centrada en la producción de hierba, KEZ en la República Checa, Bioland en Alemania, la normativa ecológica propia en Italia, Soil Association en Reino Unido y la normativa gubernamental en Austria que incluso posee un rango de niveles encontrados de residuos de pesticidas en análisis de suelos realizados en este país. La cuestión sobre la contaminación del suelo por pesticidas se recoge por cuatro organizaciones privadas: Pro-Bio en la República Checa, Bioland en Alemania, KRAV en Suecia y Soil Association en Reino Unido. De acuerdo con su normativa, se requieren análisis de residuos de pesticidas para empezar o continuar la producción ecológica, y excluir los puntos contaminados de la producción por un periodo prolongado que implica numerosos años. De hecho, la normativa de Bioland en Alemania no provee certificaciones para producir cultivos en suelos que han estado contaminados. El uso de pesticidas aumentó sustancialmente durante la segunda mitad del siglo 20, pero ha disminuido en los últimos años. Francia es el país con más mercado de pesticidas de la UE (31%), seguido de Italia (16%), Reino Unido (12%), Alemania (12%) y España (11%) (European Commission, 1999). Entre 1991 y 1996 se produjo la mayor disminución de ventas de pesticidas en aquellos países que tenían una vigilancia específica para la reducción de los mismos: Finlandia (46%), Holanda (43%), Dinamarca (21%) y Suecia (17%) (Eurostat, 1998). En 1996, se produjo un aumento de ventas particularmente en España (19%), Francia (11%) y Reino Unido (6%) por condiciones ambientales tales como el tiempo y la presión del aumento de pestes. Sobre todo, las ventas fueron repartidas entre fungicidas (41%) herbicidas (39%), insecticidas (12%) y otros compuestos (8%) (European Commission, 1999). Cabe destacar que los métodos de monitorización de pesticidas usados difieren entre países, así como puede fluctuar de un año a año, en respuesta a cambios climáticos y otros factores, de manera que las valoraciones en periodos cortos y las comparaciones son difíciles. Hay alguna variación entre regiones, como ejemplo el uso de fungicidas es más usado en el sur de Europa y herbicidas predominan en el norte. El uso de pesticidas en el sur de Europa es más bajo que en el norte, y declina en zonas cultivables, parejo al aumento en el uso de fertilizantes y al abandono de las zonas de barbecho (Moreira et al., 1996) viéndose amenazadas por la intensificación las especies Linaria ricardoi y Revisión Bibliográfica 27 Euphorbia transtagana ambas incluídas en la Directiva (CEE) 92/43 sobre Conservación de hábitats naturales y fauna salvaje y flora. El uso de herbicidas en suelos cultivables es sabido que tiene un impacto negativo en la riqueza de invertebrados y en la diversidad de especies (Chiverton y Sotherton, 1991; Moreby et al., 1994; Moreby et al., 1997). El efecto directo de los insecticidas tiene mayor influencia en las comunidades de invertebrados (Moreby et al., 1994), aunque los efectos difieren entre especies, dependiendo en parte de su ecología. También para algunos fungicidas se ha visto que su uso ha influido en la abundancia de invertebrados (Sotherton y Rands, 1988; Reddersen, 1998). Debido a diferentes motivos como pueden ser el contacto con productos que los contienen como pinturas, uso de aceites reciclados, acumulación trófica, contaminación general del medio ambiente, etc., el ganado se encuentra en contacto con residuos de PCB que lo contaminan, estos productos se acumulan en el organismo y además se excretan a través de la leche que puede resultar contaminada, pero también los excrementos. El uso de estos excrementos como fertilizantes en la agricultura es otra fuente de contaminación en los agroecosistemas (Moreda-Piñeiro et al., 2006a). Experimentos realizados con aplicación de DDT, comúnmente aplicado para la protección de las plantas como ya se ha mencionado anteriormente, pareció ser muy peligroso para la salud de humanos y animales, así como un compuesto muy estable y resistente en el medio ambiente, de manera que sus restos son todavía detectados tanto en suelo como en tejidos animales, e incluso en la leche de vaca después de cierto tiempo (Szymona y Łopuszyński, 2004). Incluso existen datos publicados sobre el porcentaje de transferencia (cantidad excretada al día por leche o depositada en el animal/cantidad ingerida por día) o ratio (concentración en el producto/concentración en el alimento (ver Tabla 5), tomada de Kan y Meijer (2007). Revisión Bibliográfica 28 Tabla 5. Transferencia de diferentes pesticidas a través de la leche, grasa corporal y acumulación orgánica (Kan y Meijer, 2007) Pesticida Dosis Duración %Transferencia Ratio Vida media Referencia leche Grasa corporal Leche (m.g.) Grasa corporal Clordano 50-5000 mg/kg alim. 0.0016 Biehl y Buck (1987) 1-100 mg/kg alim. 60 días 0.05-0.5 7 días Dorough y Hemken (1973) Clorpirifos 0.3-30 mg/kg alim. 2 semanas <0.001 0.003 <3 días McKellar et al. (1976) DDT/DDE 0.02-4 mg/kg alim. 0.03-1.08 14-50 días Biehl y Back (1987) Deltametrin 2-20 mg/kg alim. 28 días 1 día Akhtar et al. (1992) 10 mg/kg alim. 3 días 0.4-1.6 Akhtar et al. (1992) Diazinon <2 días Szerleties et al. (2000) Dieldrin/aldrin 0.05-40mg/kg alim. 0.30 22 días leche, 85 días carne Biehl y Buck (1987) Endrin 0.05-0.3 mg/kg alim. 0.07 Biehl y Buck (1987) Endosulfano 50mg/vaca/día 4semanas 0 Nath et al. (2000) Hexaclorobenceno <79 Blüthgen (2000) α HCH <1-21 Blüthgen (2000) Β HCH 15-54 Blüthgen (2000) Γ HCH (lindano) 0.05-0.3 mg/kg alim. 0.04 Biehl y Buck (1987) Revisión Bibliográfica 29 Tabla 5. Continuación Pesticida Dosis Duración %Transferencia Ratio Vida media Referencia leche Grasa corporal Leche (m.g.) Grasa corporal Heptaclor (Epóxido) 0.005-0.3 3 mg/kg alim 0.02-0.9 Biehl y Buck (1987) Metoxiclor 800-7000 mg/kg alim. 0.00023 Biehl y Buck (1987) PCB 2-70 Blüthgen (2000) 0.07 ng TEQ/kg alim. 40 días 31 10.5 6.7 días fase α, 87 días fase Β Huwe y Smith (2005) Policlorinados Dioxinas/furanos <1-60 Blüthgen (2000) 0.018 ng TEQ/kg p.c. 24 días 0-50 McLachlan y Richter (1998) 0.014 ng TEQ/kg p.c. 1 año 1-50 Schuler et al. (1997 a,b) 100 ng/kg alim. 120 días 30-50 0.2-11 Fiel et al. (2000) 2.3 ng TEQ/kg p.c. 4 semanas 4 Traag et al. (2000) Cápsulas con PCP de madera tratada 28-58 días 0.3-66 0.2-18 Fries et al. (2002) 0.13-0.22 ng/kg 6 meses 1-60 0.03-11 Sorber et al. (2000) 5.7 ng TEQ/kg p.c. 40 días 16 5.7 Huwe y Smith (2005) Toxafeno 20-140 mg/kg alim. 0.014 Biehl y Buck (1987) Revisión Bibliográfica 30 3.2. Exposición a metales En términos de contaminación ambiental, los elementos traza por lo general son más importantes que los macroelementos debido a sus efectos sobre los organismos vivos. Algunos de estos elementos son esenciales para la vida en concentraciones traza (cobre, zinc) pero ejercen efectos nocivos al superar determinados límites. Otros, como el plomo y el mercurio, no representan ninguna acción beneficiosa, y son tóxicos a partir de mínimas concentraciones específicas (Moreda-Piñeiro et al., 2006b). El NRC (National Research Council) (1980) describe signos de intoxicación y las concentraciones en la dieta de minerales que pueden desencadenarlos. Ciertos elementos tales como el plomo, cadmio y mercurio, deben ser considerados siempre como tóxicos y son temas de preocupación debido a que provocan casos de intoxicación de los animales. A diferencia de otras especies químicas vertidas al medio ambiente, los metales no son biodegradables, sino que tienden a acumularse en el medio ambiente asociados a la materia orgánica e inorgánica a través de procesos de adsorción, de formación de complejos y combinaciones químicas. Esta estabilidad de los metales favorece que sean transportados a distancias considerables tanto por aire como por agua, transformándose algunas veces en formas más tóxicas del metal (Otero-Rey et al., 2003). Uno de los resultados más graves de la persistencia de metales es su acumulación en la cadena trófica (bioacumulación y biomagnificación). El conocimiento del metabolismo de los metales en el organismo contribuye a la comprensión de los riesgos para la salud que supone la exposición ambiental a metales. En este contexto, se centra nuestro estudio. 3.2.1. Cadmio La importancia del cadmio como contaminante medioambiental se debe tanto a los efectos tóxicos que puede originar en los animales, como a la posible acumulación de este elemento en la cadena trófica debido a su carácter bioacumulativo, pudiendo ser un problema en el ámbito de la salud pública. Debido a esto, la UE estableció como niveles máximos de este metal 1.14 mg/kg MS (materia seca) para los alimentos de origen vegetal y 2.27 mg/kg MS para alimentos de origen animal, y además, en el caso concreto de los cerdos establece que la cantidad máxima de este elemento en la alimentación completa debe ser de 0.5 mg/kg MS con un porcentaje de humedad del 12% (Directiva CEE 2002/32); lo mismo ocurre para aves de corral y peces. Se han detectado altos niveles de cadmio en el suelo por la aplicación de purín o estiércol, a consecuencia de la variable y en algunos casos excesiva concentración de cadmio que poseen (Eriksson, 2000; Bergkvist et al., 2003). La Directiva 2002/32 establece el contenido máximo de cadmio en 5 mg/kg para suplementos minerales no obstante una de las principales fuentes de cadmio son el sector de las baterías y dentro de este el 80% se destina a pilas para herramientas, telefonía móvil, cámaras de video, ordenadores portátiles y otros aparatos sin cable, mientras que el 20% restante se destina a acumuladores industriales usados en los ferrocarriles, la aviación, etc., (IGME, 2002). Revisión Bibliográfica 31 Una importante fuente de cadmio en la agricultura la constituyen los fertilizantes fosfatados que contienen altas cantidades de este metal como elemento traza (Roberts et al., 1994; Taylor, 1997). Así el uso de estos fertilizantes puede desencadenar graves problemas porque favorecen el acúmulo de cadmio (Morcombe et al., 1994; Roberts et al., 1994). Así, Langlands et al. (1988) observaron en Australia que, contrariamente a lo que se creía, los mayores niveles de cadmio en hígado y riñón se presentaban en animales de zonas agrícolas, sin ninguna fuente de contaminación industrial o urbana, lo que se atribuyó al gran uso de fertilizantes fosfatados o superfosfatos derivados de los depósitos sedimentarios de la propia isla. También ocurría algo similar en Nueva Zelanda (Roberts et al., 1994). Por ello hay que tener en cuenta que determinadas prácticas agrarias pueden originar altos niveles de residuo en los animales, y de hecho, la aplicación de fosfatos en los campos y cultivos está reconocida como la mayor causa de aumento de la concentración de cadmio en los suelos agrícolas. En el caso concreto de la explotación de porcino ecológico existe una restricción de uso de fertilizantes minerales, haciendo interesante el estudio comparativo de los niveles de cadmio entre dicho sistema y el sistema tradicional. En el ecológico se restringe la aplicación de fertilizantes con cadmio procedente de cualquier fuente a las tierras de cultivo en 0.75 g/ha año durante más de cinco años y establece que los fertilizantes minerales únicamente deben ser empleados en su forma natural (harina de hueso, fosfato crudo, apatita, de la piedra caliza, algas marinas calcificadas, cenizas de madera y piedra caliza dolomítica fluida) (KRAV, 2007). Se ha visto que tanto la retención como la absorción de cadmio en el tracto gastrointestinal es mayor en animales jóvenes que en adultos (Engström y Nordberg, 1979; Kostial et al., 1983; Sullivan et al., 1984; Lee et al., 1996). Así, en cerdos neonatos esta absorción es del 4%, mientras que en cerditos de once semanas de edad es menor del 1%. Además la exposición conjunta del cadmio junto con otros minerales como el hierro, zinc, cobre y calcio, así como a ácido ascórbico y colecalciferol influyen en el grado de absorción (EFSA, 2004a). Las dietas con bajo contenido en calcio, proteínas e hierro (en humanos sobre todo en las mujeres) incrementan considerablemente la absorción de cadmio, mientras que dietas pobres en zinc disminuyen la absorción del mismo. Houpert et al. (1997) comprobaron que un aumento en la exposición al plomo en ovejas se traduce en un aumento de las concentraciones de cadmio en todos los tejidos y en leche. Además se vio que la administración conjunta de plomo y zinc originaba una limitación en el aumento de los niveles de cadmio en el organismo, pero que este aumento era mayor que el observado cuando el cadmio se administraba solo en la dieta (EFSA, 2004a). El cadmio se deposita en la mayor parte de los tejidos corporales, estando la concentración de este elemento en algunos de ellos influenciada, tanto por la vía de administración como por el tiempo transcurrido desde la exposición. En el caso del riñón, los residuos de cadmio están directamente relacionados con la duración de la exposición, mientras que en el músculo la deposición de cadmio es muy baja e independiente del nivel de cadmio de la dieta (EFSA, 2004a; Miranda et al., 2005). De modo general se puede apuntar que el cadmio se almacena principalmente en el hígado y el riñón (Smith et al., 1991a,b; Massanyi et al., 1995; López-Alonso et al., 2000b; Miranda et al., 2003). El almacenamiento de cadmio en los tejidos aumenta con la edad, siendo un ejemplo típico Revisión Bibliográfica 38 productores de granjas certificadas ecológicas de porcino y avícolas en Holanda dependen casi completamente de ingresos de fuentes externas, así como de granjas convencionales (Prins, 2005; de Wit y Verhoog, 2007) y el concentrado para cerdos y aves se transporta a largas distancias (Bos, 2006). La cría de ganado ecológico está destinada a contribuir en el equilibrio de sistemas de producción agrícolas, estableciendo y manteniendo una interdependencia entre suelo, planta y animal, dependiendo de la tierra debe apoyar el desarrollo de la agricultura sostenible. Al tratarse de una actividad relacionada con la tierra, el ganado debe tener acceso a espacios abiertos y el número de animales por unidad de área debe ser limitado (EC-DG Agriculture, 2005). Dado que la ganadería ecológica es una actividad vinculada al suelo, los animales deben tener, siempre que sea posible, acceso a áreas al aire libre o pastizales (CEE 834/2007). La producción animal podría significar una amenaza para el medio ambiente. Para evitar la contaminación del agua con compuestos nitrogenados en las granjas ecológicas debe llevarse a cabo una apropiada capacidad de almacenamiento y debe integrarse en la granja un plan de manejo del purín, tanto sólido como líquido (Wawiernia, 2004). La fertilización del pasto con niveles de nitrógeno afecta a la composición de la hierba, rendimiento del animal y calidad de la canal y del producto cárnico. Una cierta armonía de las reglas en relación a la carga ganadera es necesaria teniendo en cuenta que debe ser posible adaptar los límites máximos de carga ganadera en relación a la extensión de la tierra y en relación a las condiciones nacionales/regionales (Organic Revision, 2007). Los sistemas basados en una alimentación forrajera conservan el exceso de pasto como silo, con el objetivo de ayudar a suplir con una fuente forrajera la demanda durante el comienzo de la época de pastoreo y proveer alimento durante el invierno. Se ha constatado que la composición de las canales y músculos varían con el peso al sacrificio, y puede haber interacciones con variables de producción y peso de sacrificio (Keane et al., 1990). En un estudio realizado en Galicia en el que se caracterizó territorialmente los sistemas de ganado vacuno mediante indicadores agroambientales (García Arias y Docío, 2006), se identificó que, los estilos de manejo de las explotaciones ganaderas se definen a partir de la orientación productiva, pudiendo comprobar que las explotaciones de leche incrementaron en su carga ganadera en la última década mientras que las explotaciones de carne tienden a disminuir en su grado de intensificación gracias al incremento de su superficie. Las primeras se especializan y aquellas que no desaparecen crecen e intensifican su producción para asegurar su viabilidad económica. Con respeto a las segundas, se incrementó el número de ayuntamientos gallegos con sistemas de explotación de carne debido al abandono de las explotaciones de leche en muchos casos. A pesar de ello la tendencia es la intensificación. Al realizar una identificación, las dinámicas de emisión de nitrógeno por parte de las explotaciones de ganado vacuno en los diferentes ayuntamientos que forman Galicia, destacaron que sólo en 15 de ellos se superó la emisión teórica de 170 kg/ha procedente de explotaciones de ganado vacuno, sin embargo en 1989 sólo superaban este límite 5 ayuntamientos, así que la tendencia observada en Galicia es la de un aumento de las emisiones (García Arias y Docío, 2006). Revisión Bibliográfica 39 3.4. Contaminación por residuos de medicamentos Los tratamientos quimiosintécticos juegan un rol importante en el tratamiento y prevención de enfermedades, tanto en humanos como animales. Mientras que los efectos colaterales sobre la salud humana y animal han sido ampliamente documentados, sólo recientemente se han considerado los impactos ambientales que en potencia proceden de la manufacturación y empleo de medicamentos. Los medicamentos veterinarios son liberados en el ambiente por numerosas rutas. Durante el proceso de manufacturación, los residuos podrían ser liberados procedentes del procesado y podrían en último término entrar en contacto con las superficies de agua. Cuando esos tratamientos se emplean en animales que van al pasto, los medicamentos veterinarios podrían ser excretados directamente en el suelo y en las superficies con agua. En el caso de ganado en intensivo, los residuos de medicamentos son probablemente introducidos de forma indirecta mediante la aplicación de purines y abono como fertilizantes a la tierra. Otras rutas de entrada de menor importancia incluyen la emisión por el aire y a través de los dispensadores de medicinas no empleadas y contenedores de residuos de medicamentos. Una vez alcanzado el ambiente, los fármacos son transportados y distribuidos por el aire, agua, suelo y sedimentos. Un rango de factores y procesos que incluyen propiedades físico-químicas del compuesto y las características del medio ambiente receptor afectan en último término a su distribución (Boxall, 2003). En relación a los impactos medioambientales que pueden generar, no han sido considerados por la legislación de la UE de forma adecuada. Así como existe un requerimiento para la evaluación del impacto ambiental para el desarrollo de nuevos medicamentos, esta evaluación debe ser empleada como una base para configurar los límites en los sistemas ecológicos, ya que parecen tener un alto grado de riesgo de impacto (Boxall, 2003). Con los medicamentos más antiguos en el mercado se podría comenzar una discusión más intensa y deberían ofrecerse otras alternativas a estos compuestos (sobre el sulfato de cobre y el uso de agentes parasitarios) (Boxall, 2003). En las granjas ecológicas, las medidas de prevención para restringir el uso de medicamentos deben ser más fuertes. Se ha reconocido sin embargo, que incluso con las mejores medidas preventivas, los animales pueden enfermar en ocasiones. Los ganaderos tienen la obligación de ofrecer a los animales enfermos los mejores cuidados posibles, incluidos los tratamientos médicos. Investigadores y asesores deben ser capaces de transmitir a los ganaderos que la prevención, a largo plazo debe ser la solución, y el camino más seguro para la sostenibilidad de la granja. Las restricciones en el uso de los medicamentos nunca deben realizarse a expensas del bienestar animal. Este hecho es inherente a la normativa ecológica. Mientras que probablemente las granjas ecológicas han reducido el empleo de antibióticos y otros medicamentos, en comparación con las granjas convencionales, lo que contribuye a un menor crecimiento de resistencias. En algunos casos, ya se han realizado manifestaciones públicas de preocupación, como por ejemplo, el uso continuado de piretroides sintéticos en ausencia de otros compuestos en el Reino Unido (Boxall, 2003). Numerosos estudios han probado la detección de restos de antibióticos en leche envasada procedente de diferentes granjas y en gran número en el pasado (para revisión véase Szymona y Łopuszyński, 2004). Revisión Bibliográfica 40 En cuanto a los productos cárnicos, en un estudio realizado por Smith et al. (1997) al analizar muestras tisulares de terneros comercializados como “convencionales”, “naturales” y “ecológicos” no se encontraron residuos por encima de los permitidos de esteroides (supresores del estro, promotores de crecimiento), xenobióticos (promotores de crecimiento), compuestos-sulfa (promotores de crecimiento), antibióticos o tetraciclinas. Los residuos detectados fueron pesticidas, encontrándose la mayor incidencia en hígados procedentes de animales producidos bajo un manejo “natural” (6 de 1.575 tests; 0.38%) y "ecológico" (6 de 1.575 tests, 0.38%), seguidos por condiciones de manejo "convencional" (3 de 1.500 test). Los residuos que aparecieron de algún compuesto se encontraron en hígado, mientras que en músculo no se observaron. Dentro de los pesticidas, el hexachlorobenceno fue el producto más registrado y es el más comúnmente empleado como fungicida e insecticida para controlar ciertos insectos en el trigo almacenado. Según estos autores, el resultado de su estudio muestra que es altamente improbable que exista alguna diferencia en la existencia de residuos químicos de medicamentos, vacunas, pesticidas, antibióticos y promotores de crecimiento en terneros convencionales, naturales o ecológicos. Las restricciones actuales sobre los medicamentos tanto en la medicina convencional en las normativa ecológica no se muestran como el mayor de los problemas para los ganaderos según la organización SAFO (Sustaining Animal Health and Food Safety in Organic Farming). En un documento de la mencionada organización del 2005, en el que se llevó a cabo un registro sobre los procedimientos de inspección requeridos para certificar la implantación de las restricciones de productos convencionales se sugirió que no fueron llevadas a cabo siempre con la justificación de la falta de tiempo o de procedimientos. Numerosos estudios de enfermedades y tratamientos en granjas ecológicas sugieren que no siempre se registran todos los tratamientos aplicados, incluso aunque sea requerido por la normativa. Los diferentes grupos de trabajo sugieren que existe una limitada perspicacia en el uso de la medicina en la granja ecológica de muchos países (Smolders y Stoeger, 2005). Los consumidores de productos ecológicos esperan que los productos estén libres de residuos de medicamentos. Los periodos de supresión deben cubrir siempre estas expectaciones. En Suecia, los periodos de supresión para productos cárnicos se prolongan hasta seis meses para antibióticos y al menos dos meses para otros terapéuticos. Los medicamentos recientes son probablemente seguros para los periodos de supresión ecológicos, sin embargo otros medicamentos que llevan más tiempo en el mercado presentan periodos de supresión inadecuados, incluso aunque se mantenga la duplicidad de los periodos de supresión. Tales medicamentos deben ser identificados y han de tomarse medidas especiales dentro de los sistemas ecológicos para asegurar el principio de no residuos. Según señaló Pleydell (2005) es posible aislar bacterias resistentes en granjas ecológicas cuando por definición debe haber un escaso empleo de antimicrobianos. Es posible que las bacterias resistentes que se hayan desarrollado conlleven además rasgos de resistencia que no impliquen una desventaja, y así mismo, existe una presión de selección activa para disminuir su presencia en la granja o en el animal. De forma opcional, los genes de resistencia podrían codificar obstáculos para otras bacterias oportunistas además de resistencia antimicrobianas. O podría ser que los genes de resistencia estén estrechamente conectados con genes que codifican rasgos tales como una elevada Revisión Bibliográfica 41 capacidad de colonización o virulencia o competición inter-bacteriana. Cabe citar la explicación ofrecida por O’Brien quien escribió que los niveles de resistencia en algún momento y lugar podrían reflejar en parte el número total de bacterias en el mundo que han estado expuestas a una acción antimicrobiana hasta el momento (O’Brien, 2002). 4. Sistemas de producción de terneros La producción de terneros se caracteriza por la amplia variedad de razas y de sistemas de producción utilizados, lo que conduce a una gran diversidad en los rendimientos de crecimiento, en los pesos al sacrificio y en las características de las canales. Los terneros pesan al nacimiento 40-50 kg, dependiendo de la raza y de la alimentación de la madre durante la gestación. El sistema de cría (lactación artificial o natural) y la edad al destete dependen básicamente de la orientación de la explotación (leche o carne). La cría intensiva con lactancia artificial se realiza en las explotaciones de terneros mamones, mientras que la lactancia natural se realiza en explotaciones con pastizales. Una vez destetados, la mayoría de los terneros se ceban en sistemas intensivos; su peso final depende de la raza, la edad y la velocidad de crecimiento, que a su vez es función de la alimentación que ha recibido el animal. Los sistemas de cebo de terneros se pueden clasificar en cuatro tipos: 1. Ternera blanca: Son terneros procedentes de explotaciones de leche se mantienen con lactancia artificial hasta los 4 meses de vida con unos 200 kg de peso, en que se sacrifican, la velocidad de crecimiento es muy alta (1–1.5 kg diarios). No obstante la producción de ternera blanca en España es muy escasa. 2. Terneros sacrificados al destete: parte de los terneros procedentes de explotaciones de vacas de carne de zonas húmedas (especialmente en Galicia) se sacrifican al destete, a los 6–8 meses de vida, con un peso de 250–300 kg de peso vivo. Estos terneros han consumido básicamente la leche de la madre y pequeñas cantidades de pienso y el forraje de la zona y suponen alrededor de un 15% de todos los terneros sacrificados dependiendo del año. 3. Terneros en cebo semintensivo: este sistema se utiliza para otra parte de los terneros de la zona húmeda, especialmente donde existen cantidades importantes de forraje. Los animales pastorean y reciben suplementación de concentrados en pesebre y representan aproximadamente el 10% de la producción nacional. 4. Terneros en cebo intensivo: es el típico sistema de engorde español, se basa en 85- 90% de concentrados, normalmente rico en cereales y entre un 10-15% de paja de cebada o de trigo. Este sistema representa el 75% de los terneros sacrificados en España. El cebo se realiza en explotaciones sin tierra, exceptuando los que tienen derecho a subvención por nodriza, utilizando altos porcentajes de concentrados en la ración y paja. La alimentación es a libre disposición. Una de las principales ventajas del cebo intensivo, junto con la calidad del producto final, es la alta velocidad de crecimiento que se consigue, lo que permite un ciclo de producción relativamente corto. Revisión Bibliográfica 42 En total, este tipo de producción representa casi el 50% de todos los terneros sacrificados a nivel nacional. Otro tipo de producto final que se obtiene con este sistema son los terneros añojos que se sacrifican hacia el año de edad con unos 500 kg de peso vivo (280-300 kg de canal) suelen ser terneros de razas cárnicas nacionales o de importación y representan alrededor del 25% de los terneros sacrificados. La velocidad de crecimiento durante el cebo intensivo es muy variable, desde los 800 g/d hasta los 2 kg dependiendo de la edad y la raza. La ingestión diaria depende también del tipo de ternero que se esté cebando, siendo alrededor del 1.5% del peso vivo. Así un ternero frisón de 400 kg que crece 800 g/día ingiere diariamente 6-7 kg de pienso al día, mientras que la misma ingestión en kg totales del mismo pienso, permite a un ternero charolés de 400 kg un crecimiento de 1.200 g/día. Esto es debido a que el primero deposita parte de la energía ingerida en forma de grasa y el segundo en forma de músculo. El índice de conversión es de unos 5-7 kg de pienso por kg de aumento de peso vivo, dependiendo del engrasamiento de la canal. El consumo de paja normalmente es de 0.5-1 kg al día (10- 20% de la ración) (Bacha, 2002). 5. Análisis de contaminantes asociados a diferentes sistemas de producción Las diferentes exigencias legislativas en materia de gestión medioambiental encaminadas a la protección del entorno, suponen un esfuerzo importante en la planificación o adaptación de las estructuras productivas (De la Torre et al., 2000). Cualquier explotación ganadera supone una generación considerable de residuos, que si bien pueden considerarse recursos reciclables y con interés económico; su volumen, y en ocasiones ciertas sustancias que contienen o generan, pueden convertirlos en una seria amenaza de impacto en el medio receptor. De esta manera cabe afrontar su estudio conjuntamente a la planificación de una nueva explotación (estudio de impacto ambiental) o en una en pleno funcionamiento (ecoauditoría). En ambos casos debe prestarse especial atención al medio receptor, que son sobre todo terrenos y aguas. La aplicación de una u otra herramienta dependerá, por lo tanto, del tipo de evaluación y destino de los purines. En el caso del estudio de impacto ambiental deben usarse sistemas de adición-extracción para suelos y valorar el riesgo que sufren las aguas. En las ecoauditorías se amplían las posibilidades, incluyendo además: la valoración de riesgo y el estudio agronómico de suelos, el seguimiento de la contaminación y el control de purines en aguas (Lund y Algers, 2003). La contaminación de suelos por pesticidas, metales pesados y nutrientes en España varían del tipo de suelo, cultivo y practicas de manejo, y es mayor en sistemas de regadío (de la Rosa y Crompvoets, 1998). Los fungicidas con cobre han sido usados en viñas. Dias y Soveral-Dias (1997) registraron niveles altos de contaminación por cobre en suelos en los que previamente se había dedicado al vino y después convertidos en tierras cultivables, con los máximos niveles en las zonas de viñedo más antiguas. El cobre se empleó poco en tierras cultivables a excepción de patatas en cultivo ecológico donde su uso continúa permitiendose pero es creciente la inquietud generada por su uso y su reconocimiento como contaminante potencial a largo plazo (Redman, 1992). Revisión Bibliográfica 43 La producción ganadera intensiva puede conllevar una serie de efectos perjudiciales para el medio ambiente. En ciertas áreas geográficas con alta concentración de ganado, la contaminación ambiental es una seria preocupación que en los últimos años ha sido foco de la atención pública y materia de numerosa legislación. Los aspectos medioambientales pueden tener un papel muy relevante en la aceptación pública, ubicación, crecimiento y productividad económica de la producción animal. La alimentación de los animales juega un papel importante en la cantidad de contaminantes generados en una granja, existiendo diferentes estrategias nutricionales que pueden reducir la magnitud de la contaminación (Coma y Bonet, 2004). En las granjas convencionales, la interacción más peligrosa se relaciona con un estrecho y reducido número de dos o tres metales pesados asociados con diversas prácticas agronómicas, y fertilización mineral que podría causar cambios en los nutrientes contenidos en las plantas, suelos estériles, movilidad de los elementos traza por el suelo, eliminación de hierbas de pastos, así como la acumulación de sustancias en casos de fertilización excesiva. La normativa ecológica se ha desarrollado a lo largo del tiempo como un sistema alternativo hacia una agricultura moderna y en respuesta a las preocupaciones sobre ciertos aspectos que afectan a la agricultura, mientras que ciertos valores básicos se han mantenido. Hasta hace bien poco existía la creencia de que las granjas ecológicas producían menos efectos dañinos sobre el medio ambiente que las granjas de tipo convencional. En el caso de los efectos positivos de las granjas ecológicas sí se conocen algunas de sus ventajas como son la falta de deposición de pesticidas, suelo biológico, maximización de la actividad biológica, uso de cultivos rotatorios variados y uso reducido de fertilizantes. Pero esto no es necesariamente cierto, problemas ya mencionados como la erosión, pérdida de nutrientes, salinidad y desertización afectan a estas explotaciones. De manera que las prácticas actuales de manejo (código de prácticas) en este tipo de granjas podría cuestionarse y valorarse mediante el impacto ambiental que pueden provocar, a través del empleo de indicadores eficaces (Lund, 2006). De hecho, la salud del ganado ecológico y su producción podrían emplearse como indicadores de la salud del entorno en el que vive, podría ser un centinela al estar altamente expuesto a las fuentes de contaminación del ambiente en el que se desarrolla, ya que el ganado ecológico vive prácticamente al aire libre y son alimentados con productos locales (Waldner, 2001). En relación a las medidas concretas aplicadas en las granjas ecológicas para el control de contaminación por PESTICIDAS, los beneficios medioambientales derivados de la agricultura ecológica, especialmente con respecto a la agricultura intensiva tradicional, están sobradamente demostrados. En particular, son beneficiosas la ausencia de plaguicidas sintéticos y la rotación sostenible en el uso de la tierra. Las granjas ecológicas prohíben el uso de productos químicos de síntesis como molusquicidas, larvicidas, microbicidas, así como la quema de rastrojos y/o pastizales al ser prácticas causantes de fuertes desequilibrios ecológicos y que eliminan el componente biológico del suelo respectivamente (Caballero Luna et al., 2003). La aplicación de químicos para la protección de las plantas podría ser la causa de intoxicación de los animales. Además, la permanencia de estas sustancias o sus metabolitos podría Revisión Bibliográfica 44 transferirse a organismos animales a través del su alimento y después a organismos humanos estando al final del eslabón en la cadena de alimentación. La normativa de la granja ecológica recomienda que los procesos de evaluación de nuevas sustancias para la producción de plantas en ecológico sea equilibrado. Los criterios normales para la evaluación de nuevos insumos han sido incluidos en la nueva legislación (CEE 834/2007) de acuerdo con las recomendaciones dadas por el Proyecto europeo “Evaluación de los insumos ecológicos”: Una armonización aprobada general para reducir la distorsión de competición de sustancias como pesticidas y control de enfermedades en los Estados miembros de la UE también se recomendó, pero desafortunadamente está fuera de la legislación ecológica. Realmente en agricultura ecológica no se pretende en ningún momento, eliminar o controlar totalmente las plagas o enfermedades, sino que el objetivo es mantener niveles equilibrados de éstas, de tal forma, que los daños que provoque sean asumibles económica y ecológicamente. A pesar de que todos los elementos se integran para que el desarrollo de plagas y enfermedades esté siempre dentro de los límites establecidos, pueden aparecer incidencias altas de insectos o enfermedades respecto a los que hay que intervenir directamente. Estos métodos de control van a perseguir reforzar el equilibrio del sistema productivo en uno o varios puntos, y tradicionalmente son clasificados en: ▐ Acciones agronómicas. ▐ Medidas físicas. ▐ Medidas biológicas. ▐ Utilización de biopreparados. ▐ Utilización de productos vegetales que refuerzan la resistencia de las plantas, inhiben el desarrollo de los parásitos vegetales o actúan como insecticidas. ▐ Empleo de productos minerales, que aumentan la resistencia de las plantas o inhiben o controlan los parásitos vegetales. En general los medios de control físicos lo que tratan es de ganar equilibrio reforzando la capacidad de cerrar el sistema (por ejemplo: mallas mosquiteras en ventanas de invernaderos). Se recomienda cubrir un plan sobre la implantación de zonas buffer, las zona buffer según la IFOAM (2005) debe ser una zona claramente definida e identificable que limita la producción ecológica establecida para limitar la aplicación de, o contacto con sustancias prohibidas procedentes de las áreas adyacentes y también el empleo de rompevientos entre las granjas ecológicas y convencionales, carreteras públicas, etc. Los medios de control biológicos pretenden reforzar el equilibrio del sistema mediante un incremento de la complementariedad de los fitófagos (utilización de insectos parásitos o depredadores) y por último la utilización de biopreparados, productos vegetales y minerales, lo que trata en realidad es de corregir los desequilibrios presentes en la parcela al haber fallado el resto de estrategias, tanto de manejo como de diseño. Cabe destacar el análisis de la sanidad vegetal, poniendo énfasis en señalar que las propias plagas y enfermedades son unas consecuencias provocadas por el propio desequilibrio del Revisión Bibliográfica 45 ecosistema y que realmente lo que hay que corregir son estos desequilibrios de fondos, ya que plagas y enfermedades constituirían las consecuencias o las evidencias de la existencia de unos desequilibrios mayores. Para ello, las actuaciones a nivel agronómico, resultan una eficaz estrategia (Porcuna, 2005). A nivel europeo, donde se hace relevante la prevención de contaminación de tierra ecológica, tales requerimientos podrían ser suplementados con especificaciones en las reglas a nivel regional. Según la Organización SAFO, no sería recomendable introducir un sistema de monitorización a mayores del ya existente para la producción agrícola y los productos en general. Sin embargo, podría ser relevante a nivel nacional establecer criterios para monitorizar los análisis en caso de que se encontraran problemas. En áreas con sistemas de producción intensiva donde la tierra cultivable es cara, la implantación de zonas buffer y rompevientos implica gastos adicionales para los granjeros. Los costes por pesticidas o programas de análisis de contaminación de suelos pueden ser importantes y crean un mercado desigual si algunos de los esquemas de certificación o compradores de productos ecológicos requieren tales análisis, mientras que otros no. Las prácticas ecológicas actuales se deben a una normativa ecológica que ha evolucionado. Por ejemplo, en relación a la normativa del ganado la preocupación sobre la expansiva presencia de residuos de DDT y otros organoclorados en los años 70 condujeron a una limitación en la proporción de componentes de la ración de origen convencional. El debate producido en los años 80 sobre la industrialización en las granjas de porcino y avícolas condujo a la prohibición de jaulas en batería para pollos ecológicos (Padel et al., 2004). Estos cambios fueron implantados por una normativa de organismos privados después de ciertos procesos de consulta de sus miembros. Las normas básicas de las granjas ecológicas ofrecen suficientes herramientas para minimizar la contaminación ambiental y la pérdida de nutrientes a nivel de la granja: aumentan o mantienen la fertilidad del suelo durante largo tiempo, evitan los abusos minerales y fertilizantes nitrogenados altamente solubles, el uso de pesticidas sintéticos y aditivos. De hecho, en determinados países y normativas se ha establecido una certificación especial y un sistema de etiquetado para fertilizantes adaptados a la granja ecológica (Bio Suisse: con un etiquetado especial; Nature et Progrès y KRAV). En relación al rol de las prácticas agronómicas en granjas ecológicas para el control de metales pesados, la granja ecológica ofrece algunas ventajas en términos de protección en el sistema agrícola contra la deposición de metales pesados. Las principales ventajas son el alto de grado de integración entre las prácticas y el uso de la tierra y bajos insumos en general. Con respecto a las materias primas de alimentación, el contenido de información al respecto se restringe a los requerimientos a realizar para demostrar la genuina necesidad de ofrecer una suplementación a los animales. Por otro lado, los sistemas ecológicos tienen algún punto crítico, en términos de prevención de suelo por metales pesados según apuntan algunas investigaciones (Schumacher, 2004). A nivel europeo, existen numerosos esfuerzos para limitar la cantidad de metales pesados en su ingreso en el suelo y evitar su enriquecimiento en la cadena alimentaria. En el caso del cadmio y plomo, los principales insumos son causados preferentemente por Revisión Bibliográfica 46 deposición y no influidos directamente por la granja. Por otro lado, la principal fuente de cobre y zinc en el suelo es el purín (Schumacher, 2004). En relación a medidas potenciales para reducir los metales pesados en suelos agrícolas, es necesaria una evaluación de medidas de reducción. Los resultados que mostró un grupo de trabajo alemán muestran que la reducción con máxima potencia de actuación se encuentra principalmente en la reducción de los suplementos en la alimentación en cerdos y aves y materiales para las camas (datos procedentes de UBA, KTBL, Science y Bioland véase Schumacher, 2004). En ocasiones, el contenido de cobre y zinc en las materias primas (alimentación mineral) para cerdos es demasiado elevado. Éste está causado mayormente por el desconocimiento del contenido de las materias primas para la alimentación y a veces, por la necesidad de compensar el manejo por mala higiene, medidas que desencadenan un exceso de cobre y zinc en algunos ciclos de granja. Otras medidas como la prohibición de medicinas con compuestos de cobre, zinc, el uso de enzimas para la mejor disponibilidad de los elementos traza, una mejor elección de compuestos con cobre y zinc o la protección de corrosión por zinc en los equipos de los establos son puntos con baja efectividad para la reducción y/o de baja aplicabilidad (Schumacher, 2004). Diferentes puntos de vista deben tenerse en cuenta en la planificación de reducción de metales pesados. En la producción de ganado, se considera prioritario cubrir los requerimientos de los animales en todo momento al ser un estamento inherente dentro del Principio de Salud. Pero la normativa también se preocupa por la introducción potencial de prácticas ilícitas de sustitución de elementos traza en la alimentación animal y su posterior liberación en el purín. Por otro lado, científicos dedicados al estudio del suelo y conservacionistas del mismo quieren introducir límites estrictos y valores de monitorización como la prohibición de la aplicación de purines donde el suelo ha excedido los niveles máximos en metales pesados (Schumacher, 2004). La principal motivación de la mayoría de los consumidores para comprar productos ecológicos es que consideran que son más sanos y sin ningún residuo, y a los que no se le hayan aplicado ningún tratamiento con pesticidas (Zanoli, 2004). Los tratamientos continuados de viñedos, árboles frutales y patatas, con compuestos de cobre podrían sin embargo contaminar el suelo con metales pesados a largo término. Esta cuestión ha sido ya tratada en la reglamentación europea CEE 2092/91, así como la cantidad que debe ser reducida de forma gradual para definir los niveles de acumulación superior en la aplicación del cobre por hectárea. Los siguientes puntos deberían implantarse en los sistemas ecológicos para prevenir los excesos: ▐ Añadir diferentes minerales, pero adaptando las necesidades al contenido ya presente en las materias primas que componen el alimento. ▐ Mejorar el manejo higiénico. ▐ Aplicar condiciones de manipulación para materias primas destinadas a la alimentación que deberían ser también aplicables a los elementos traza (certificación con la legislación CEE 223/2003). Revisión Bibliográfica 47 ▐ Reemplazar baños podales por un sistema de gestión salud en podología que incluya el confort del ganado vacuno, alimentación adaptada al ganado vacuno, cuidados del pie, etc., (Schumacher, 2004). Una transición de las prácticas agrícolas de convencional a ecológico podría cambiar la provisión y disponibilidad del cobre, molibdeno y cobalto del suelo, y por tanto su concentración en las plantas y el ratio Cu:Mo. Los cambios registrados después de la transición a granja ecológica incluyen niveles más altos de pH, alteración de las concentraciones minerales en suelos y plantas y de su composición botánica (Clark et al., 1998; Pettersson et al., 1998; Gruber et al., 2001). Todos los cambios registrados pueden influenciar la disponibilidad en las plantas de los microminerales (Marschner, 1995). 6. Análisis de conversión de una explotación a ecológica El periodo de conversión se define como el periodo entre que se inicia el manejo en ecológico y la certificación de los cultivos y las prácticas de manejo con animales de forma ecológica (IFOAM, 2002). Se recomienda conseguir un equilibrio y armonización de los periodos de conversión relacionado con la tierra y el ganado, en relación a las leyes que rige la alimentación y las reglas veterinarias, así como también el uso de alimentos en el periodo de conversión y la posibilidad de realizar una conversión generalizada a toda la granja. Además, se recomienda que la legislación (CEE 2092/91) se equilibre a medio término con respeto a los requerimientos de una conversión completa de la granja de todos los subgrupos de animales junto con la posibilidad de realizar variaciones regionales (producciones animales específicas con dificultades en su conversión podrían ser excluidas de los procedimientos necesarios para una conversión completa de la granja). El tiempo de reconversión de una ganadería bovina convencional dependerá también del manejo realizado durante los años anteriores, y por tanto, habrá que valorar los tratamientos que ha estado realizando de fertilizantes de síntesis química, plaguicidas, herbicidas, y otros biocidas, para determinar los residuos tóxicos acumulados en el suelo, plantas, etc., y en consecuencia el tiempo de descanso de la finca para poder comercializar los productos ganaderos obtenidos como ecológicos. El periodo de transición será más rápido cuanta menos fertilización química de síntesis y menos tratamientos mecánicos profundos haya sufrido la explotación en su integridad (Arroyo Valverde et al., 2003). Conversión de animales y productos animales Para que los productos animales puedan venderse con la denominación ecológica, los animales deben haber sido criados de acuerdo con las normas del Reglamento (CEE) 834/2007 durante un período de, al menos: ▐ 12 meses en el caso de los équidos y bovinos (incluidos los de las especies búbalas y bisonte) destinados a la producción de carne, y en cualquier caso durante tres cuartas partes de su tiempo de vida. Revisión Bibliográfica 54 aplicación de concentrados no naturales, siendo subproductos de la agricultura y productos alimenticios industriales. Servirían de ejemplo de consecuencias nefastas de estas alteraciones, la intoxicación con dioxinas del pienso para aves en Bélgica o la alimentación con carne y huesos de origen animal conteniendo la factores infectantes, priones en el caso de la enfermedad de las “vacas locas” (Vaarst y Hovi, 2004). 7.3. Dificultades en la alimentación de ganado ecológico Las restricciones en relación a la importación de materias primas implican al ganadero para que se esfuerce en establecer una dieta equilibrada para sus animales. La escasez de ciertas materias primas (por ejemplo fuentes con alta calidad proteica para cerdos y aves o fuentes energéticas en rumiantes), pueden causar deficiencias nutricionales, con impactos negativos en la salud animal. De hecho, la sección de la normativa que establece las diferencias interespecíficas no recoge la alimentación, lo cual es uno de los factores más importantes que influyen en la salud animal (Sundrum et al., 2005a). Los alimentos para granjas convencionales no se emplean en la formulación de raciones para animales monogástricos en ecológico, pero aparecen problemas continuados con respeto a la disponibilidad en algunos componentes de las dietas de calidad en ecológico, en particular de las fuentes proteicas de alta calidad. Sólo ciertas materias primas no ecológicas pueden ser empleadas con una restricción de las mismas al alcanzar el año 2011 en donde el uso de cereales deberá restringirse para evitar una competición injusta en el periodo de transición hasta el 2012. Es necesario recalcar que si existen estas restricciones relacionadas con la alimentación e importación de materias primas a la granja ecológica se debe a la perspectiva de proteger a los animales de los efectos negativos de la producción en intensivo al limitar los procesos de intensificación. El riesgo de enfermedades y problemas de bienestar en ganado ecológico son comparablemente más bajos y pueden solventarse con un manejo adecuado (Sundrum et al., 2005b). Las condiciones de flexibilidad (CEE 834/2007, Artículo 22) son suficientes para cubrir todos las situaciones bajo las cuales sea necesario el uso de productos convencionales. Tales derogaciones deben ser restringidas a los casos en los que se produzca una falta de disponibilidad de ciertas materias primas ecológicas en ciertas regiones y en casos de urgencia. Mención especial a la alimentación de monogástricos en las primeras semanas de vida, las derogaciones en este punto deben ser solventadas a nivel regional/nacional y estarán basadas en las principales líneas y requerimientos que ofrece la Comisión Europea. Revisión Bibliográfica 55 7.4. Factores de variación asociados a la alimentación Existen considerables variaciones entre las granjas ecológicas en Europa en lo que se refiere a la densidad ganadera, y a las prácticas agronómicas y alimentarias, así como en la cantidad y calidad de los flujos de nutrientes en la unidad de la granja. No sólo influidas por las condiciones especificas del suelo y clima, sino también por la estructura y organización de cada sistema de explotación. De manera que el manejo integrado en el marco económico de la granja es el que determina estas variaciones. Los animales de la granja son organismos que están dentro del rebaño y dentro de un conjunto de condiciones heterogéneas propias de la granja, se mantienen y reproducen empleando las fuentes nutricionales ofrecidas por el ganadero. Cada animal de forma individual se caracteriza por sus requerimientos nutricionales específicos. Además existe una variación muy importante en lo que se refiere a los diferentes requerimientos nutricionales entre animales debida, entre otros factores a la masa corporal, edad, sexo y particularmente al nivel de producción. La formulación de una ración equilibrada necesita grandes esfuerzos para manejar una alimentación acorde con los niveles de producción de carne y leche ecológica y encontrar así soluciones conociendo los requerimientos de la legislación (Caballero Luna et al., 2003). Debido a las considerables variaciones en relación a la disponibilidad de alimento de alta calidad entre regiones, la digestibilidad y la utilización de nutrientes entre varios componentes de la ración, y a la capacidad de conversión e ingesta entre genotipos, así como los sistemas de estabulación y condiciones de alimentación específicos no hay necesidad para desarrollar estrategias de alimentación que se encuentren más íntimamente relacionadas que con la situación especifica de la granja (Caballero Luna et al., 2003). 8. Manejo Aunque, si bien, la limitación de datos disponibles y la imposición de una normativa relativamente reciente no evidencia por completo que el manejo de estas granjas sea mejor para la salud del animal que en los sistemas convencionales, la importancia del manejo al que se someten las granjas de forma individual (independientemente del tipo de explotación al que pertenece) explica en último término las diferencias entre la salud animal y la calidad de los productos obtenidos que son destinados al mercado ecológico (Lund y Algers, 2003). Las granjas ecológicas disponen de potencial suficiente para ofrecer al animal todas las condiciones necesarias para alcanzar su bienestar, manifestando totalmente su comportamiento animal, consiguiendo una alimentación adaptada a su fisiología y viviendo en un ambiente similar a su biotipo. Revisión Bibliográfica 56 8.1. Factores integrantes asociados al manejo La Normativa Europea vigente incluye numerosas especificaciones de carácter obligatorio en las granjas ecológicas en relación con las condiciones de estabulación de los animales. A continuación se desglosa los puntos integrantes del manejo en la granja ecológica así como las diferencias entre la normativa europea al respecto y otros cuerpos legislativos privados. ▐ Técnicas de reproducción y cría animal. ▐ Mutilación y descornado. ▐ Estabulación del ganado y comportamiento. ▐ Condicionamiento eléctrico. ▐ Sujeción. ▐ Transporte. ▐ Sacrificio y trazabilidad. Técnicas de reproducción y cría animal De acuerdo con la legislación CEE 2092/91 la reproducción y cría de ganado ecológico debe basarse en métodos naturales, excepto la inseminación artificial que si está permitida. Otras formas de reproducción artificial o asistida no están permitidas (como por ejemplo la transferencia de embriones). La normativa internacional, el Codex Alimentarius y la IFOAM tienen similares leyes que CEE 2092/91. Bioland en Alemania y Bio en Austria han establecido ciertos objetivos específicos en reproducción para algunos animales ecológicos. En el caso de Bioland, la longevidad debe ser un criterio de selección para la cría de animales y para la producción lechera en vacuno; para la organización Bio en Austria el criterio de selección en el porcino es la resistencia a estrés. Mutilación y descornado La legislación no permite realizar ciertas operaciones como corte de cola o descornado de forma sistemática en las grajas ecológicas (CEE 2092/91). Sin embargo, tales operaciones podrían ser autorizadas por los organismos de inspección debido a razones de seguridad (por ejemplo el descornado de animales jóvenes), y las operaciones deben llevarse a cabo a una edad apropiada, por personal cualificado, de forma que cualquier sufrimiento del animal debe reducirse al mínimo. El descornado es regulado por diferentes vías en los diferentes Estados miembros, en algunos (Austria, República Checa y Dinamarca) es la legislación general sobre bienestar animal la que lo incluye, mientras que en otros la normativa de organismos privados es la que posee las restricciones específicas mencionadas. Por ejemplo, la normativa de Demeter Internacional prohíbe todo tipo de descornado, en Suecia KRAV restringe el descornado realizado en terneros mayores de 8 semanas, y los terneros deben ser anestesiados antes del procedimiento, mientras que la organización Soil Association fijó la edad límite para el descornado en 3 meses. Pro Bio en la República Checa y Bioland en Alemania prohíben la cauterización de los cuernos. Para la castración de cerdos y terneros, se aplican varias leyes además que la normativa privada podría tener requerimientos específicos con restricciones en función Revisión Bibliográfica 57 de la edad, exigiendo que los animales sean anestesiados antes de dicho procedimiento o cuando los animales sean mayores de una edad límite (Bio Austria tiene establecido el límite máximo en una semana para cerdos) y por la prohibición de ciertas técnicas. De acuerdo con la normativa de Soil Association, los cerdos castrados no pueden ser vendidos como ecológicos. Sistemas de estabulación para el ganado y comportamiento En ganadería ecológica es muy importante disponer de instalaciones que permitan asegurar a los animales unas condiciones de vida óptimas, cuando no puedan encontrarlas en el medio exterior (Caballero Luna et al., 2003). Condiciones de estabulación y de manejo en extensivo: Las infraestructuras que deben poseer las granjas ecológicas pueden ser muy sencillas para el ganado vacuno. Es necesario proporcionar al ganado vacuno el máximo espacio para facilitar su movimiento, alimentación y abrevado; proporcionándole el máximo confort posible (Caballero Luna et al., 2003). Sin embargo, se observaron dificultades en los requerimientos de las superficies de suelo para el ganado, tanto dentro como fuera de la estabulación ya que según ha señalado un grupo de investigadores necesitaría ciertas variaciones que deberían estar permitidas al preocuparse por la posibilidad de adaptar estos materiales a las condiciones climáticas regionales (Organic Revision, 2007). Los sistemas de estabulación y los requerimientos para las camas necesitan cierta adaptación a las condiciones climáticas de cada región (Organic Revision, 2007). En relación a las instalaciones, la normativa (CEE 2092/91 y CEE 1984/99) se centra en las características del área de locomoción que debe ser de al menos un 75% de la zona cubierta, exige ciertas condiciones del suelo con almacenamiento adecuado de los efluentes (Hermansen, 2003), estado seco de las camas, determinadas prácticas ganaderas (Sundrum, 2001) y además exige la agrupación de los animales en rebaños quedando prohibida terminantemente su sujeción (Hermansen, 2003). Los diseños de las estabulaciones del ganado, basados en la búsqueda de una elevada eficiencia, ergonomía, con una vida constante en estabulación, con un limitado, o totalmente restringido acceso al aire libre y a la luz natural y un movimiento limitado, entre otros, conllevan la aparición de partos distócicos, problemas de fertilidad, alteraciones en la asimilación de minerales, así como en la incidencia de muchas enfermedades. Por otro lado, aumentar el tamaño de animales mediante la mezcla de animales procedentes de diferentes rebaños, a menudo conlleva estrés y la dispersión de enfermedades infecciosas. La legislación CEE 2092/91 contiene requerimientos específicos para las diferentes categorías de animales, en particular para gallinas y aves en general. Alguna normativa privada posee requerimientos muy detallados como apoyo de los requerimientos para que los animales alcancen un comportamiento natural. En Suecia, la organización KRAV requiere que los cerdos tengan la posibilidad de “hozar” (rooting) y de que busquen comida en la tierra, monte o en otras zonas arbustivas y que tengan acceso a baños de barro y agua en verano. Éste también es el caso de Dinamarca y en Reino Unido (Soil Association) que requieren que los cerdos crezcan en manejo en extensivo. Además, existe una amplia normativa nacional que tiene más requerimientos específicos para el Revisión Bibliográfica 58 material de las camas o agentes de limpieza para su uso en granja ecológica (Bioland y Naturland en Alemania, la legislación gubernamental en Francia y Soil Association en Reino Unido). Las condiciones de un suelo adecuado y materiales de cama, así como requerimientos de luz en las “cuadras” del ganado han sido también definidas en muchas normativas (en Alemania: Demeter Internacional y Bioland; en Francia: la legislación gubernamental y Nature et Progrès; en EEUU: NOP; en Suecia: KRAV; en Reino Unido: Compendium y varias asociaciones, etc.,). Algunas normativas privadas permiten materiales para las camas si existen dificultades logísticas en su adquisición (no derogado en la legislación (CEE 2092/91). Los sistemas de estabulación y los requerimientos del material empleado para las camas de los animales necesitan cierta adaptación a las condiciones climáticas regionales lo cual debería tenerse en cuenta sin la pérdida de la confianza del consumidor. Ciertas derogaciones para pequeños operadores con respecto a la sujeción y otras derogaciones con respecto a los sistemas de estabulación y acceso a las zonas de ejercicio, podrían ser manejadas a nivel nacional o regional con la competencia de autoridades públicas basadas en criterios comunes definidos por la Comisión. De forma particular comentar que las explotaciones especializadas en el engorde ecológico de terneros procedentes de diferentes ganaderías (análogas a los cebaderos convencionales), necesitarán unas instalaciones más especializadas, que cumplan además otra serie de funciones adicionales, como: ▐ Permitir automatizar el trabajo (reparto de alimento, control de los animales, etc). ▐ Proporcionar un mayor grado de bioseguridad, con separación de lotes según procedencia. ▐ Terrenos con facilidad de drenaje para mantenerlos siempre secos y conducir los fluidos hacia zonas donde se puedan recoger, controlar y tratar convenientemente (Caballero Luna et al., 2003). Así mismo, la prevención de enfermedades debe ser una de las reglas básicas de la producción de ganado en ecológico que tienen que estar conectadas con el diseño de las instalaciones. Es necesaria la creación de un ambiente para la vida del animal, similar a las condiciones naturales en el cual viva la especie, que favorezca la obtención de una elevada resistencia natural a factores infecciosos que aparecen en la naturaleza. El acceso a aire fresco debe ser una norma básica. El ejercicio y acceso a la luz natural disminuye el riesgo de enfermedades del esqueleto, desordenes de fertilidad, así como afecta positivamente a la “vida mental” del animal (Szymona y Łopuszyński, 2004). Las restricciones en la transferencia de animales de otras unidades a granjas ecológicas puede minimizar la transferencia de riesgos de distribución de patógenos entre rebaños (Sundrum et al., 2005a). Condicionamiento eléctrico Ni la legislación 2092/91, ni el CODEX Alimentarius o la IFOAM especifica ningún requerimiento sobre la preocupación del uso de condicionamiento eléctrico en vacas. Numerosos organismos privados y uno nacional no permiten el condicionamiento eléctrico: Bio Austria en Austria, Dinamarca con la implantación de una ley a nivel nacional que se establecerá en el 2010, Bio Suisse en la República Checa, Bioland, Naturland y Demeter Revisión Bibliográfica 59 Internacional en Alemania. En Suecia, el condicionamiento eléctrico no está permitido tanto en granjas convencionales como en las ecológicas. Sujeción La legislación CEE 2092/91 prohíbe la sujeción de los animales como principio pero las derogaciones en este punto son posibles (Artículo 6.1.4.). Se requiere un amplio acceso al exterior y las necesidades del animal deben ser respetadas. Transporte De acuerdo con la legislación CEE 2092/91 el transporte del ganado debe llevarse a cabo limitando al mínimo el estrés que puede sufrir el animal, esto viene recogido tanto en la legislación nacional como en la legislación comunitaria vigente. La carga y descarga debe realizarse con cautela y sin ningún tipo de estimulación eléctrica coaccionando al animal. El uso de tranquilizantes alopáticos, previos o aplicados durante el transporte del animal está prohibido. Sacrificio y trazabilidad La legislación 2092/91 establece la edad mínima para el sacrifico de aves, pero no existen más especificaciones con respecto al sacrificio de los animales, salvo que los animales deben ser manejados reduciendo el estrés de los animales al mínimo. 8.2. La elección de la raza La elección del animal para producir un determinado tipo de carne resulta fundamental en la producción ecológica, habrá que tener en cuenta además que la raza puede condicionar la adaptación al ecosistema y consecuentemente la resistencia que pueda presentar frente a determinadas enfermedades. En la selección de las razas apropiadas debe tenerse en cuenta la capacidad del animal de adaptarse a las condiciones locales, su vitalidad, y su resistencia a las enfermedades. Además, las razas y variedades de los animales deben ser seleccionadas para evitar enfermedades específicas o problemas de salud asociados con algunas razas o variedades usadas en la producción intensiva, como por ejemplo, el síndrome de estrés porcino (PSE) (con carnes pálidas, suaves, exudativas), muerte súbita, los abortos espontáneos, los partos distócicos que requieran cesárea, etc.,). A nivel europeo, se recomienda dar preferencia a las razas y estirpes autóctonas (EC-DG- Agriculture, 2005). De manera que cuando se constituye el rebaño, la raza debe ser seleccionada de forma apropiada para que puedan adaptarse al ecosistema y desarrollar resistencia a ciertas enfermedades. El ganado debe proceder de granjas ecológicas que cumplan la normativa, y deben ser criados durante su vida de acuerdo a la misma (ECDG-Agriculture, 2005). En cuanto a tendencias generales, comentar que en las granjas ecológicas de Noruega se emplean más razas autóctonas, con diferencias en la alimentación ya que comen menos grano y concentrado, y presentan una menor producción en comparación con las granjas suecas que afrontarían, sin embargo, mayores casos de enfermedad (Andersen et al., 2004). Revisión Bibliográfica 60 8.3. Medidas de manejo para la mejora sanitaria El objetivo final de solventar los problemas de salud y bienestar mediante prácticas agronómicas y prácticas de manejo se estableció de forma extensa en las granjas ecológicas (Boehncke, 1997). El nivel hasta el que estas herramientas de manejo son suficientes, de manera que no es necesaria la intervención veterinaria dependerá de la dificultad de resolver las problemáticas de las enfermedades (sistemas de producción, densidad ganadera, bioseguridad, estación), la resistencia del rebaño (condiciones de manejo, nutrición, raza, selección dentro de la raza, enfermedades concurrentes), la existencia de herramientas de manejo útiles (biología y epidemiología de la enfermedad o infección) y la eficacia de la implantación (estructura de la granja, capacidad de manejo, presión económica) (Keatinge et al., 2000). En este contexto surgen nuevas herramientas más acordes con este sistema de producción: el manejo, control biológico, profilaxis y terapias naturales (García Romero et al., 2003). Por lo tanto, entre sus esfuerzos, las granjas ecológicas deben desarrollar técnicas zootécnicas que favorezcan el equilibrio entre los animales y el ecosistema, además de fortalecer la capacidad de respuesta defensiva del animal de manera que la prevención se considera prioritaria en este tipo de granjas (García Romero et al., 2003). En ganadería ecológica las medidas de manejo contribuyen a potenciar los programas sanitarios, porque ayudan en un alto porcentaje a prevenir la aparición de procesos crónicos secundarios de tipo infectocontagioso y controlar las patologías endémicas como las parasitosis, etc., al regular el equilibrio entre los agentes bióticos, animales y agroecosistema donde están integrados los mismos, y fortalecer la respuesta positiva del sistema inmunitario, maximizando la rentabilidad pecuaria (García Romero et al., 2003). Algunas pautas para el tratamiento de enfermedades importantes en las que se hace necesario prevenir el uso de medicamentos, como es el caso de la mamitis son construir sistemas de estabulación abiertos, siendo un factor importante para un ambiente con bajo riesgo de enfermedad, mantener limpias las camas (con un ritmo de limpieza de 2 o 3 veces al día) y tener constancia en la rutina de ordeño (Vaarst et al., 2006a). En la cría bovina hay enfermedades zootécnicas inducidas por la aplicación de inadecuadas medidas de manejo, generalmente ocasionadas por microorganismos habituales que viven siempre bajo una situación de equilibrio en diferentes aparatos y órganos de animales sanos, y aprovechan la situación desfavorable ante cambios intraorgánicos ocasionados, como son los derivados en una alta casuística por el estrés, para provocar cuadros patológicos diversos, entre otros, el síndrome diarreico de los terneros típico de Erscherichia coli, así como el respiratorio causado por Pasteurella spp y diversos agentes víricos emergentes. Ello implica establecer unos espacios mínimos en las estabulaciones ganaderas ecológicas (Tabla 6). Otras veces la causa predisponertes son estados de depresión inmunológica por distintas circunstancias, parasitosis, o bien cuando los bovinos no toman calostro en las primeras 24 horas y/o carecen de una lactación regular, reglada, de ahí la importancia de los periodos mínimos de destete marcados por el reglamento de las producciones ecológicas (García Romero y Bidarte Iturri, 2005). Revisión Bibliográfica 61 Tabla 6. Superficies mínimas cubiertas y al aire libre (m2/animal) establecidas en el Reglamento CEE 1804/1999 para la cría bovina ecológica Tipos de bovinos Zona cubierta superficie disponible por animal Zona al aire libresuperficie de ejercicio sin incluir pastos Hasta 100 kg 1.5 1.1 Hasta 200 kg 2.5 1.9 Hasta 350 kg 4.0 3 Reproductores y ganado de engorde > 350 kg 5 (mín. 1 m2/100 kg) 3.7 (mín. 1 m2/100 kg) Toros destinados a la reproducción 10 30 Las altas exigencias en relación a las condiciones de estabulación (espacio permitido en el área interna y externa, material de las camas) proporciona la posibilidad de que el animal ejecute su patrón de comportamiento natural y reduzca la densidad ganadera que existe en otros sistemas de explotación (Sundrum et al., 2005b). Para la prevención de enfermedades parasitarias, desde el momento que los tratamientos médicos profilácticos no se emplean, se podrían aplicar una serie de medidas cuyo uso se potencia por los parasitólogos para evitar así el desarrollo de resistencias: mover el ganado a zonas no infectadas, intentar suavizar el grado de infestación al alternar o mezclar especies (vacas y ovejas) en los mismos pastos, etc. Al no poder aplicarse en todos los casos este tipo de estrategia, el ganado se encuentra en riesgo de sufrir enfermedad. Existe por tanto la necesidad de buscar otras alternativas para generar resistencias como por ejemplo, introducir nuevas especies en los pastos que podrían mejorar la resistencia conjunta de los animales (Hermansen, 2003). Esta mezcla de especies podría disminuir la susceptibilidad del rebaño a enfermedades, generalmente, las formas parasitarias de nematodos pueden afectar a una especie y a otras no. En el pasto una mezcla grupos de edad limita la susceptibilidad del ganado joven, sin embargo en animales estabulados la mezcla de edades debe evitarse en orden de minimizar el riesgo de dispersión de infecciones respiratorias. El rebaño es seguro en el que los animales han nacido, crecido y finalizado en la granja, eliminando el estrés causado por la transferencia de una granja a otra, previniendo la introducción de nuevas enfermedades, y permitiendo la cría de genotipos bien adaptados, resistentes a organismos causantes de enfermedad que son endémicos dentro de la unidad. El manejo particular de los terneros debe realizarse en un manejo al aire libre durante el periodo de crecimiento, para minimizar el riesgo de enfermedades infecciosas propias de un manejo en estabulación permanente, asegurar que el patrón de requerimientos de Revisión Bibliográfica 62 nutrientes maternos se adapte con el patrón de crecimiento del forraje y minimizar el riesgo de mamitis de verano. Además una buena nutrición en términos de balance energético, proteico y suplemento mineral y en el caso de los rumiantes la suplementación con fibra, asegura el buen funcionamiento del rumen. En definitiva, las buenas infraestructuras para el ganado deben integrar facilidades para la alimentación y bebida externa, barreras de protección de la granja, buen manejo para minimizar el estrés, alojamiento bien diseñado para el invierno, particularmente en relación a la ventilación, espacio, facilidades para la alimentación y limpieza (Younie, 2000). Por otro lado, las granjas ecológicas ofrecen claras ventajas para la salud y bienestar animal al limitar los procesos de intensificación en la producción animal, en particular, limitando los ratios de crecimiento. De acuerdo con los grupos de trabajo de la Comisión Europea, en aves los problemas de bienestar animal podrían explicarse principalmente por la casi exclusiva búsqueda de mejores ratios de crecimiento y máxima eficiencia de utilización (Sundrum, 2005b). La Comisión Europea sugiere que para todo tipo de explotación, una suplementación de nutrientes reducida podría tener un efecto positivo, reduciendo los ratios de crecimiento, al mismo tiempo reduciendo la incidencia de enfermedades así como daños en las extremidades. Así que la limitación de la disponibilidad de alimentos ricos en proteínas en las granjas ecológicas podría ser una medida eficaz de la restricción en la intensificación relacionada con efectos indeseables en la salud y bienestar de los animales (Sundrum, 2005b). 8.4. Factores de variación más relevantes asociados al manejo en la ganadería ecológica Por último comentar que el manejo del animal al aire libre también ha sido fuertemente criticado al estar relacionado con algunos riesgos para la salud y bienestar del animal. Existen ciertas enfermedades que ven facilitadas su propagación en esta situación, como por ejemplo las zoonosis que podrían afectar a la salud humana fragmentándose la barrera de seguridad y reduciendo la calidad que los productos ecológicos ofecidos al consumidor (Vaarst et al., 2005). A través de Europa, el clima, la densidad ganadera, la suplementación de nutrientes y los sistemas de explotación varían considerablemente entre granjas, regiones y países. Estas diferencias en la disponibilidad de recursos (camas, comida, razas, acceso exterior, etc.,) generan incompatibilidades entre diferentes regiones de Europa. La normativa provee estamentos y declaraciones generales de intención pero no ofrece instrucciones detalladas para la práctica de asegurar una buena salud animal (Sundrum et al., 2005a). De las contribuciones realizadas por un grupo de investigadores procedentes de países europeos bajo el nombre de SAFO se revelan un rango de limitaciones de las granjas ecológicas para potenciar la salud y seguridad alimentaria. Podrían agruparse en limitaciones internas (a nivel de la granja) y limitaciones externas y diferenciar entre las diferentes especies animales. En la segunda sesión presentada por SAFO (2004) se muestra una evaluación integral en la que los obstáculos más relevantes a nivel de granja son: estrategias de manejo del ganadero, capacidad de capital, tiempo de trabajo, Revisión Bibliográfica 63 nutrientes y genotipos adaptados a las condiciones específicas de cada granja. La naturaleza de estas limitaciones varía considerablemente entre granjas, regiones y países. Parece que existe una falta de formación y educación de los ganaderos en la prevención de enfermedades y en la promoción de la salud animal en las granjas ecológicas (Vaarst et al., 2006b) y falta de análisis de implicaciones económicas de los niveles de enfermedades bajo las condiciones de manejo ecológico. 9. Bienestar animal El bienestar animal puede ser un concepto difícil de definir, y muchas personas tienen su propia opinión. A pesar de ello, la comunidad científica está de acuerdo en que los animales no deben sufrir miedo, angustia o hambre prolongada, tal y como se describe en el proyecto Welfare Quality “Principios y criterios del bienestar animal”. El mantener un buen estado de bienestar animal está integrado como tal en uno de los principios de la granja ecológica, y un buen estado de salud es obviamente uno de los elementos principales, sobretodo para el estado de bienestar animal (IFOAM, 1997). La salud del ganado no sólo implica la ausencia de enfermedad, sino también un alto nivel de vigorosidad y vitalidad, potenciando la capacidad del animal para resistir infecciones, desórdenes metabólicos y recuperarse de traumatismos. Desde los orígenes de las granjas ecológicas éstas mostraban sus preocupaciones sobre el cuidado del bienestar animal que de forma negativa presentaban las granjas industriales. Se llegó a la conclusión de que viviendo de forma natural en las granjas ecológicas, se alcanza un requisito imprescindible para el bienestar animal. El bienestar animal desde el enfoque que tratan de abordar las granjas ecológicas incluye la posibilidad de mejora del comportamiento animal, consiguiendo alimento adaptado a su fisiología, y viviendo en un ambiente similar a su biotipo al cual por medio de su evolución se ha adaptado (Lund, 2006). Estudios recientes, demuestran que las granjas ecológicas disponen de potencial suficiente para ofrecer a los animales todas las condiciones para alcanzar su bienestar, y las investigaciones más recientes no lo contradicen. Aunque si bien, se puede interpretar que la importancia del bienestar animal es básico en este tipo de granjas, la creación de sistemas de producción sostenibles y mantener el bienestar animal encierra sin duda la mayor preocupación para los ganaderos (Lund, 2006). 9.1. Parámetros empleados para la inspección y certificación de salud y bienestar animal La valoración de las granjas para su aceptación con respecto al bienestar de los animales es un componente crítico de los esquemas de certificación que provee seguridad hacia los consumidores. La normativa de bienestar animal, dentro de los esquemas de certificación o legislación normalmente intenta especificar que recursos deben ser ofrecidos al animal. Revisión Bibliográfica 70 9.2. Enfoque del bienestar animal hacia el producto cárnico Las exigencias de los consumidores han ido en aumento en los productos obtenidos del ganado y en lo que se refiere a considerar las necesidades fisiológicas de los animales (Pfingstner, 1993; Aeby, 1994). Hoy en día los consumidores no tienen claro lo que los diferentes programas de seguridad y etiquetado informan acerca de la calidad de vida de los animales. Por lo tanto, es necesario un sistema de evaluación del bienestar e información del producto armonizado, exhaustivo y de confianza como el que está desarrollando el proyecto Welfare Quality (2004-2009). Actualmente se sabe que alcanzar el mayor grado de bienestar animal es muy complicado, y puede verse afectado por muchos factores que comprometen la salud, tanto física como psíquica. El primer paso fue reunir las opiniones de los consumidores, la industria, los ganaderos y los científicos con el fin de establecer los cuatro principios fundamentales para la protección y mejora del bienestar de los animales de granja: un entorno adecuado, una correcta alimentación, buena salud y un comportamiento apropiado (Tabla 8). Estos principios complementan y amplían las conocidas Cinco Libertades y proporcionan una base sólida, necesaria para el desarrollo del sistema de evaluación de Welfare Quality. Últimamente, los investigadores de Welfare Quality han analizado los efectos de compartir un espacio de alimentación, de cómo afecta la rivalidad por la comida a los terneros durante el periodo de adaptación a una explotación ganadera y durante el periodo de engorde real. En el estudio se controlaron los niveles de pH en el rumen, así como otros indicadores como la ganancia de peso y el buen funcionamiento del hígado cuando un espacio de comedero era compartido por dos, cuatro u ocho terneros. El aumento de la rivalidad social por la comida, desde dos o cuatro hasta ocho animales por comedero, no sólo redujo la ingesta de materia seca, sino que también redujo la ganancia de peso diario. Pero el estrés, no sólo repercute en cuánta comida consigue un ternero o de qué tipo. Cuantos más terneros tienen que luchar por el mismo espacio de comedero, más se reduce su bienestar social. De su estudio se desprende que, aparentemente, desde la perspectiva del bienestar animal, cuatro terneros por comedero podría considerarse como una densidad adecuada en una explotación de cebo de terneros. Si hay más de cuatro terneros por comedero, se reduce el bienestar animal, la productividad y los beneficios por cabeza, de modo que debería evitarse una concentración mayor. Por supuesto, esta recomendación puede variar según la raza del animal o el tipo de alimentación. Más estrés significa menos beneficios Según los investigadores que participan en Welfare Quality, los granjeros subestiman considerablemente cómo la cantidad de estrés que sufre el ganado durante la alimentación en grupo reduce el bienestar del animal y los valiosos beneficios del granjero. Por ejemplo, el estudio llevado a cabo por Welfare Quality ha revelado que los terneros frisones que tenían que enfrentarse a una mayor rivalidad para comer durante sus 4 primeras semanas en la explotación ganadera tardaban 10 días más de lo habitual en alcanzar el peso al sacrificio requerido. Los datos económicos son claros: más días en las instalaciones de alimentación significan mayores costes de alimentación, mayores costes de gestión y menores beneficios totales por cabeza. Revisión Bibliográfica 71 En las explotaciones ganaderas de engorde, varios factores pueden conducir a la agresión, dado que el ganado se enfrenta a una mayor rivalidad en los comederos. Estos factores incluyen: un comedero mal diseñado, una densidad excesiva en los corrales, o una longitud inadecuada del comedero. La situación puede ser especialmente incómoda cuando llegan los terneros a la explotación ganadera o cuando los animales establecen o redefinen el rango social en el grupo. La presión social y las interacciones agresivas en el comedero pueden provocar estrés que, a su vez, puede alterar los patrones de alimentación habituales, aumentar la actividad metabólica y reducir el rendimiento. Además, entre los terneros que compiten intensamente por su alimento se producen el doble de casos de abscesos en el hígado que serán decomisados posteriormente durante el sacrificio. En total, entre la necesidad de alimentarlos durante más días y la pérdida de ingresos por hígados decomisados, con los terneros que sufren mayores niveles de estrés debido a la rivalidad por la comida, un ganadero podría reducir sus ingresos entre un 3% y un 5%. 10. Sanidad Existe el consenso general de que la salud del animal juega un rol determinante en la producción de ganado ecológico, pero las opiniones de lo que integra la salud del animal probablemente difieren entre consumidores, ganaderos y también entre veterinarios. No existe una definición exacta del término salud animal (desde la ausencia de enfermedades a una definición más amplia que implica bienestar físico, fisiológico y psicológico) o clara que permitan valorar de forma satisfactoria la salud y seguridad alimentaria. Desde el punto de vista ecopatológico, gran parte de las enfermedades son fruto de desequilibrios consecuentes a un manejo deficiente en la planificación de los sistemas de cría, que favorecen la presentación de parasitosis y ciertas infecciones con capacidad de desarrollo exógeno, o bien en el plano alimentario y reproductivo al vulnerar el sistema inmunológico por la aparición de estrés e incluso por carencias cualitativas en la dieta diaria. Otro factor importante son las prácticas ganaderas y agroambientales incorrectas, que en definitiva predisponen a la aparición de procesos realmente zootécnicos, perfectamente corregibles a través de un manejo sanitario racional e integrado en el sistema productivo; sin la necesidad de aplicaciones terapéuticas que a largo plazo merman la capacidad defensiva y de autorregulación biótica, junto con otras medidas de apoyo y de gran interés en los sistemas ecológicos, como son la lucha biológica y la bioseguridad basadas en planes rigurosos higiénico-sanitarios, a veces olvidados, que constituye el soporte sólido de la medicina preventiva de gran valor para la zootecnia ecológica (Mata Moreno et al., 2003). La normativa establece unos requerimientos mínimos que se deben aplicar para mantener el estatus de salud y bienestar animal pero que no garantizan que se estén implantando de una forma correcta. La optimización de ciertos servicios (tiempo de trabajo, nutrientes, inversión, etc.) varía de especie a especie, de granja a granja, de país a país: enfatizando así la necesidad de establecer estrategias para equilibrar las exigencias y reforzar las medidas de prevención. Debido a la amplia variación de prevalencia de las enfermedades Revisión Bibliográfica 72 entre granjas ecológicas, afirmaciones de que los productos son más sanos y los animales también no pueden mostrarse como un estamento, pero la normativa ecológica configura un campo de trabajo bajo el cual se podría conseguir una mejora. Las estrategias de mejora necesitan identificadores a nivel de la granja al ser una de las fuentes de variación más importantes en la prevalencia de enfermedades entre las granjas ecológicas (Sundrum et al., 2005a). Aunque estos beneficios de la normativa contribuyen a la mejora de la sanidad animal, hay también numerosas limitaciones que hacen más difícil para los ganaderos conseguir un alto estatus de salud en los animales (Sundrum et al., 2005a). La Legislación Europea no exige un mínimo nivel de salud animal y seguridad alimentaria que debe ser alcanzada por las granjas ecológicas, así que no confirma el supuesto nivel superior que alcanzan los productos ecológicos a los ojos de los consumidores. Sin embargo, los consumidores podrían esperar un mejor estado de salud y bienestar en los animales de las granjas ecológicas. 10.1. Respuesta Inmune del ganado ecológico Los problemas de salud en las granjas ecológicas están a menudo relacionados con el manejo en extensivo de los animales. Debido al acceso exterior, los animales se ven expuestos a varios virus, bacterias e infestaciones parasitarias, las cuales podrían influir en el bienestar animal, pero otros podrían incluso expandirse causando daños en la salud del ganado convencional o plantear problemas de seguridad alimentaria al consumidor. Que los animales con manejo ecológico presenten una mejor respuesta inmune con resistencias a patógenos en comparación con los animales de granjas convencionales es generalmente asumido, pero no ha sido constatado con precisión. Muchos aspectos de las granjas ecológicas podrían afectar la respuesta inmune de los animales en un sentido positivo o negativo. Determinados aspectos como el genotipo heredado, nutrición, exposición ambiental, edad de destete y el estrés podrían en conjunto afectar la respuesta inmune y preferiblemente cada factor debería ser estudiado por separado. En relación a la nutrición, está estrechamente relacionada con el nivel de resistencia animal, factor condicionante de la salud y bienestar animal, y por tanto la correcta nutrición, acorde con la etapa fisiológica del rebaño en macronutrientes, minerales, oligoelementos y vitaminas, es determinante para dar solidez al complejo inmunológico y/o reforzar los mecanismos de defensa del animal (Mata Moreno et al., 2003). Como se ha mencionado anteriormente, la producción de ganado ecológico conlleva un aumento o resurgimiento de ciertas enfermedades zoonóticas (por Campylobacter spp. y Toxoplasma spp.) (Dubey, 2004; Kijlstra et al., 2004; Rodenburg et al., 2004). Este debería ser considerado un punto crítico de los productos ecológicos más sanos en comparación con los productos convencionales. Es de suma necesidad la investigación de ciertas zoonosis, analizar factores de riesgo, prácticas de manejo en la granja, procesos de “descontaminación” tras el sacrificio, y percepción/educación del consumidor. Los ciclos biológicos tales como la utilización de purín de las granjas ecológicas podría potencialmente desencadenar la creación de reservorios de infección. De manera que sería necesario avanzar en su estudio para establecer evidencias para estas hipótesis y estrategias que deberían ser promulgadas para prevenir este problema (Kijlstra et al., 2007). Revisión Bibliográfica 73 10.2. Prevención Desde la óptica sanitaria, la lucha contra las patologías en ganadería ecológica está sustentada en programas de prevención y control, mediante la aplicación de métodos no químicos de manejo sanitario, la lucha biológica y medidas higiénico-sanitarias, para minimizar el máximo la utilización de tratamientos alopáticos de síntesis química a los límites marcados por el Reglamento (CEE) 1804/1999 del Consejo a favor de terapias naturales que son las que mejor se adaptan a los ciclos productivos por su eficacia y facilidad de administración (vía oral) (Mata Moreno et al., 2003). La prevención es la herramienta básica de trabajo en la sanidad animal de las granjas ecológicas para no llegar a aplicar un tratamiento curativo. Los programas sanitarios en las explotaciones ecológicas deben ser completos, integrados, dinámicos respondiendo siempre a objetivos de medicina preventiva (García Romero et al., 2003), de manera que las medidas de profilaxis sanitaria e higiene adquieren todo su valor, son fundamentales para la lucha eficaz y rentable de las patologías, potencian el bienestar animal, ayudan a impedir la entrada de grandes epizootías y previenen de zoonosis a la población humana (García Romero et al., 2003). La prevención se basará en medidas como una selección apropiada de razas y estirpes, una alimentación equilibrada y de calidad y un correcto manejo que evite aquellas situaciones de estrés que pueden causar inmunosupresión, en particular en lo que se refiere a la densidad, al alojamiento y a los métodos de cría (Mata Moreno et al., 2003). En efecto, lo más rentable de una planificación sanitaria es la medicina preventiva como un instrumento de lucha, basada en actuaciones no químicas, con un fuerte peso de las medidas de manejo y profilácticas (García Romero et al., 2003). El equilibrio entre eficiencia y posibilidad de completar los requerimientos nutricionales del animal, teniendo en cuenta que un buen manejo del mantenimiento y producción, es otro elemento importante para la prevención de enfermedades. Sin embargo, una consideración a tener en cuenta es que el concentrado originado en la propia granja es una base de la alimentación del ganado bajo las condiciones de granja ecológica. Por lo tanto, en el caso de problemas de salud, el mantenimiento y los sistemas de alimentación deben ser analizados en primer lugar, en orden de encontrar los factores que pueden influir negativamente al ganado. Debe mantenerse la mayor precaución posible para que el animal no sufra efectos negativos por los periodos de supresión prolongados, debido a reglas demasiado estrictas sobre los tratamientos médicos convencionales. 10.3. Tratamientos médicos alternativos De acuerdo a la normativa europea, la fitoterapia (extractos, esencias de plantas, etc.,), y homeopatía, los elementos traza y otros productos agrupados en la Parte C sección 3 del Reglamento (CEE) 1804/1999 deberían ser empleados preferentemente antes que los productos sintéticos alopáticos o antibióticos. Basándose en el empleo de sustancias que no sean excesivamente agresivas, se plantea entonces la terapia curativa. Apuntando también que debe priorizarse el uso de otras alternativas como medicina ayurvédica y acupuntura (Cabaret, 2003). Revisión Bibliográfica 74 En el caso de la homeopatía, las materias primas o sustancias que se utilizan proceden de plantas y animales, parásitos, trozos de vísceras y se manejan dosis muy pequeñas por vía oral. La homeopatía tiene el rol de sustituir la necesidad de emplear más terapias convencionales (ANON, 1997; Aukland, 1999). Sin embargo, la escasez de información acerca de tratamientos veterinarios alternativos ha sido reconocida por las comunidades científicas (Baars y Lampkin, 1998). Muchos “practicantes” de productos convencionales sienten la falta de información de los productos alternativos y se apoyan en los procedimientos convencionales cuya seguridad, eficacia, evaluación de residuos les es familiar. En Suecia, la situación está exacerbada por el hecho de que a los veterinarios se les prohíbe específicamente la prescripción de tratamientos homeopáticos (Lund y Algers, 2003) al ser vistos como tratamientos sin base científica o aplicación práctica. En relación a la fitoterapia, que quizás sea la medicina natural más antigua, utiliza sustancias químicas naturales. La composición de los principios activos es variada y actualmente se emplean estratos completos de plantas al comprobarse que ofrecen mayores beneficios que cuando se emplea el principio activo aislado (García Romero et al., 2003). La razón por la que la ganadería ecológica está a favor de terapias naturales es que son más efectivas al adaptarse a los ciclos naturales y productivos del animal, además regulan las infecciones potenciando la acción del sistema inmunológico del animal, sin desencadenar riesgos para la salud y para el medio ambiente cuando su prescripción está realizada por un veterinario especializado (García Romero et al., 2003). Las explotaciones ecológicas se convierten así en herramientas básicas de trabajo para evitar el desarrollo de resistencias (Lund y Algers, 2003). Sin embargo, también es necesario tener en cuenta que la naturaleza de las hierbas a partir de las cuales se elaboran los distintos productos de la medicina herbal no garantiza que estén libres de efectos adversos. Desde el punto de vista de la seguridad animal los remedios herbales deberían estar libres de contaminantes como toxinas vegetales, pesticidas, agentes fumigantes, así como metales tóxicos (mercurio, plomo, arsénico) descritos en la medicina tradicional (De Smet, 2004). Entre las dificultades de estos tratamientos alternativos cabe citar que su empleo lleva a crear expectativas en los efectos terapéuticos de la medicina alternativa la cual no ha sido constatada completamente mediante estudios científicos. También parece que existe una falta de conocimiento en aquellos que tratan a los animales mediante el empleo de tratamientos alternativos (ya sean ganaderos o veterinarios) (Sundrum et al., 2005a). Comentar que podrían existir diferencias entre países en el uso de tratamientos alternativos, por ejemplo, los veterinarios suecos tienen restringido por ley el uso de cualquier tipo de tratamiento homeopático mientras que en Dinamarca algunos remedios homeopáticos pueden aplicarse sólo con prescripción veterinaria. 10.4. Tratamientos alopáticos Como la consideración primaria de estas granjas es mantener en todo momento el bienestar del animal (evitar su sufrimiento), el Reglamento (CEE) 834/2007 añade que las enfermedades se tratarán inmediatamente para evitar el sufrimiento de los animales; podrán utilizarse medicamentos veterinarios alopáticos de síntesis, incluidos los antibióticos, cuando sea necesario y bajo condiciones estrictas (cuando no está disponible Revisión Bibliográfica 75 ningún tratamiento alternativo quedando justificado su uso y deberán ser aplicados en los periodos de máximo riesgo de infección para la ganadería). Cuando el uso de productos fitoterapéuticos, homeopáticos y de otros tipos no resulte apropiado; en particular, se establecerán restricciones respecto a los tratamientos y al período de espera, está permitido el uso de medicamentos veterinarios inmunológicos, se permitirán los tratamientos ligados a la protección de la salud humana o animal impuestos bajo la legislación comunitaria. Está prohibido en la ganadería ecológica la administración rutinaria, sistemática y reiterada, en todos los ciclos productivos de sustancias alopáticas o de síntesis química, antibióticos, coccidiostáticos, incluyendo tratamientos coadyuvantes, estimulantes del crecimiento y/o reproducción, hormonas (anabolizantes, progestágenos, etc.) y otros. La razón de su restricción son las repercusiones para la salud pública, y/o animal, y/o medioambiental (García Romero et al., 2003). Numerosos expertos en normativa justifican que son necesarias reglas más restrictivas en lo que se refiere al empleo de tratamientos veterinarios con el principio de precaución (IFOAM) como una de las piezas clave de la agricultura ecológica (Schmid, 2000). Ya que bajo las restricciones en la aplicación de productos químicos alopáticos y antibióticos (máximo de tres tratamientos) con el miedo a que los animales sean descatalogados en su venta como ecológicos, aunque por otro lado, la duplicidad del tiempo de supresión podrían predisponer a que se evitara o retrasara la aplicación de estos medicamentos incluso aunque fueran necesarios (Sundrum et al., 2005a). Sin embargo, en relación al empleo de antibióticos, Vaarst y Hovi (2004) ya se ha relacionado la misma frecuencia en el uso de antibióticos en las granjas ecológicas y convencionales (0.5 tratamientos/animal/año). En relación al uso de productos veterinarios o antibióticos requieren un claro diagnóstico, así podría evitarse el uso de “terapias ciegas”, que recojan un grupo de causas subclínicas-ocultas, restringiendo el uso de medicamentos no específicos y promoviendo la implantación de medidas de prevención (Sundrum et al., 2005a). En relación a la información sobre el empleo de tratamientos alopáticos es escaso. Sin embargo, la información disponible procede de numerosas fuentes (Halliday et al., 1991; Gustafsson-Fahlback, 1996; Krutzinna et al., 1996; Bouilhol, 1997; Sciarra y Guntensperger, 1997; Hamilton et al., 1999; Roderick y Hovi, 1999). Teniendo en cuenta todo el conjunto, la información señala que dentro de la normativa actual la incidencia de enfermedades en las granjas ecológicas es generalmente aceptable, y al menos en algunas circunstancias, mejor que la de las granjas convencionales, también se indica el empleo significativo de la medicina alopática en las granjas ecológicas. Generalmente el análisis de la base de datos no indica mayores diferencias en relación a tratamientos veterinarios dentro de Europa, así que no es una cuestión de distorsión de competición con países no europeos. Sin embargo, la situación es completamente diferente por la organización NOP (EEUU) debido a las diferentes reglas establecidas en este país. En lo que se refiere a tratamientos veterinarios la legislación europea CEE 2092/91 y el organismo NOP (EEUU) difieren en la prohibición del uso de antibióticos y esto constituye la principal complicación entre la UE y EEUU en lo que se refiere a la exportación de productos de origen animal entre la UE y EEUU. Revisión Bibliográfica 76 Periodos de supresión Tras la administración de tratamientos convencionales, por supuesto, por prescripción veterinaria, el ganadero debe asumir cierto riesgo de que el animal sea excluido de la cadena de producción ecológica, con una gran repercusión económica para él, así que la rutina de un tratamiento antibiótico se convierte en una gran preocupación para los productores ecológicos. De ese modo, se ha producido un giro hacia el uso de productos homeopáticos y fitoterapéuticos al ser libre su uso en estas ganaderías y se pone de manifiesto la preocupación de los consumidores ante los riesgos de exposición a residuos en los productos cárnicos. Los periodos de supresión han generado numerosas confusiones, han sido fuertemente criticados por algunos sectores debido a que el animal sufre periodos de supresión muy largos bajo las normas ecológicas (ANON, 1998) y especialmente también en lo que se refiere a los casos en los que los remedios naturales son empleados. También, se han registrado conflictos en relación a las terapias en el periodo de secado del ganado vacuno y a los tratamientos antiparasitarios para ovejas y aves. Se ha sugerido que periodos de supresión dobles son injustificados, desde el momento que podrían ser innecesarios al caer en desuso ya que en algunos casos como el tratamiento contra la mamitis las terapias efectivas se realizan en el periodo de secado. La normativa gubernamental y privada en el Reino Unido (Compendium y Soil Association) y en Francia (normativa Francesa y la normativa de la organización Nature et Progrès) tiene reglas más detalladas que el Reglamento CEE 2092/91; en cuanto al número de tratamientos permitidos y está claramente definido para cada especie. El estamento realizado por la Organización Soil Association del Reino Unido y la organización KRAV de Suecia regulan los periodos de supresión de una forma más detallada, así mismo requieren que se establezcan planes de manejo del ganado, los cuales incluyan un plan de salud. Alguna normativa privada excluye algunas sustancias o restringe su uso, Bioland en Alemania solicitando el uso de productos de una lista definida, KRAV en Suecia restringiendo el uso de avermectinas, Soil Association excluyendo los compuestos organofosforados y organoclorados como sustancias activas para el control de parásitos, las vacunas para profilaxis en cerdos y por último la organización Bio en Austria excluyendo los lavados de la ubre tras el ordeño con sustancias químicas o sintéticas. En un estudio comparativo llevado a cabo en Dinamarca (Vaarst et al., 1998) centrado en valorar la incidencia de mamitis y el uso de tratamientos médicos en granjas ecológicas y convencionales se obtuvo una tendencia muy marcada de diferenciación en los periodos de tratamiento mucho más cortos en las granjas ecológicas que en las convencionales (1.9 días vs. 3.2 días). Factores de variación en Sanidad Animal La relativa importancia de los diferentes problemas de salud y bienestar animal variarán enormemente dependiendo de la especie de ganado involucrada, clima, suelo, y calidad de la tierra, así como el sistema de explotación en sí mismo (incluyendo la combinación de empresas y la infraestructura de la granja). Estos problemas se verán también influenciados por la estructura del sistema de apoyo agrícola y las maniobras del Revisión Bibliográfica 77 ganadero. Estos factores definen el camino por el cual el ganado está integrado en el sistema de explotación, y directamente se encuentra influyendo en la salud y el bienestar del animal (Younie, 2000). No existen indicaciones climáticas o técnicas con un enfoque regional con respecto a la prevención de enfermedades y tratamientos veterinarios en las prácticas agronómicas en la UE. A la hora de establecer comparaciones, es importante conocer el país de donde procede la información ya que además de las diferencias antes mencionadas, las condiciones económicas y también las normas de la IFOAM se interpretan de forma distinta. Por ejemplo, en el contexto de los países nórdicos, mientras que en Suecia se prohíbe el uso de antihelmínticos, que ha conllevado numerosos problemas de gastro-enteritis en rumiantes jóvenes. El tiempo de supresión después de un tratamiento con medicación alopática es del doble de tiempo en Suecia (2 meses para antibióticos y 6 meses para quimioterapéuticos), mientras que en Dinamarca el tiempo de supresión requerido se triplica por orden de la Administración de Alimentación y Veterinaria danesas. En Francia, los tratamientos estratégicos o profilácticos no están permitidos. Esta diferencia podría afectar a los granjeros y a su manera de afrontar las enfermedades endémicas de ciertas áreas del país (Keatinge et al., 2000). Sin embargo, la posibilidad de permitir derogaciones con respeto a los tratamientos veterinarios podría ser una cuestión para la regionalización porque ciertas enfermedades y problemas parasitarios podrían variar debido al clima, geografía y condiciones de suelo (supervivencia de ciertos parásitos, gripe aviar, etc). Según Vaarst et al. (2006a) tales derogaciones deberían solventarse a nivel nacional. Basados en la literatura, se puede concluir según algunos autores que la salud de animales en las granjas ecológicas y convencionales es similar (Hovi et al., 2003; Sundrum et al., 2005a). Incluso se ha registrado que las fuentes de variación son mayores entre granjas pertenecientes al mismo grupo que entre granjas convencionales y ecológicas (Sundrum et al., 2005a). Las mayores variaciones en relación a la incidencia de enfermedades se encuentran en el manejo de la granja (Sundrum et al., 2005a). Una alta prevalencia de enfermedades está relacionada con la ausencia de una monitorización efectiva y mecanismos de feedback. Limitaciones en la disponibilidad laboral y económica, así como problemas estructurales a menudo impiden la mejora de la situación sanitaria a nivel de la granja. Los desequilibrios dietéticos causados por la restricción de la disponibilidad de alimento de alta calidad en granjas ecológicas son particularmente importantes en el caso de la producción avícola y porcina. El riesgo de enfermedades y los problemas para alcanzar el bienestar animal debido a una suplementación de nutrientes subóptima tiene lugar preferentemente en las primeras semanas de la vida del animal y pueden solventarse con un manejo adecuado (Sundrum et al., 2005a). 10.5. Seguridad sanitaria Los traslados de los animales de una granja a otra son parcialmente tratados por los principios básicos de la agricultura ecológica que asumen el ciclo cerrado, los ciclos de producción sostenible y requiere que los transportes de los animales sean mínimos. Sin embargo, es más permisivo con la recría o reemplazo de animales o la expansión del rebaño permitiendo la estratificación del sistema de producción donde los animales se Revisión Bibliográfica 78 mueven de una granja a otra de forma regular. Los sistemas de legislación de las granjas ecológicas en la UE (CEE 2092/91 ; CEE 1804/99) se refieren ampliamente a la seguridad alimentaria, a diferencia de la bioseguridad general de la granja, en términos de desinfección, limpieza y contacto con animales que pertenezcan a rebaños próximos que no aparece ampliamente comentada. Las reglas que regulan el origen, compra o movimiento de las granjas ecológicas no son adecuadas para construir las barreras frente a enfermedades, a menos que las autoridades realicen certificaciones individuales implantando tales barreras para animales procedentes de granjas convencionales. En el Reino Unido ninguno de los cuerpos de certificación involucrados en la certificación del ganado requiere una cuarentena rutinaria o evalúa procedimientos para el nuevo ganado que llega a la granja (Hovi, 2004). Los programas sanitarios en las explotaciones ecológicas deben ser completos, integrados, dinámicos respondiendo siempre a objetivos de medicina preventiva (García Romero et al., 2003), de manera que las medidas de profilaxis sanitaria e higiene adquieren todo su valor, son fundamentales para la lucha eficaz y rentable de las patologías, potencian el bienestar animal, ayudan a impedir la entrada de grandes epizootias y previenen de zoonosis a la población humana (García Romero et al., 2003). En cuestiones generales con respecto a riesgos de zoonosis en la producción de ganado ecológico se discutió si el riesgo de los consumidores podría verse aumentado en los casos en los que el consumidor pudiera pensar, falsamente, que los productos ecológicos son más sanos y manipularlos de una forma menos cuidadosa (Dredge, 2004). También se ha consensuado que la estabulación y otros factores de manejo (higiene, crecimiento de los terneros) en las granjas por separado podrían influir en el riesgo final de forma muy diferenciada. Así que se han llevado a la práctica pequeños esfuerzos que tengan en cuenta, tanto la seguridad alimentaria como el bienestar animal de forma conjunta. Por otro lado, las diferentes opciones para el manejo en extensivo para cerdos y aves no se ha estudiado de forma adecuada, así como para la comparativa entre granjas convencionales y ecológicas (Dredge, 2004). Mientras se ha aceptado en algunos casos que podría ser imposible conseguir encontrar una solución óptima para equilibrar las necesidades de bienestar animal y de comportamiento por un lado, y la seguridad alimentaria por otro. Se ha acordado, sin embargo que en la mayoría de los casos, no hay suficiente conocimiento para proveer de prácticas de manejo adecuadas para limitar las enfermedades zoonóticas en sistemas de explotación ecológicos de ganado vacuno. La implantación de esas prácticas en granjas ecológicas sería importante. Las siguientes zoonosis fueron consideradas como posibles riesgos en sistemas de producción láctea y cárnica (Dredge, 2004): ▐ Leptospirosis ▐ E. coli enterohemorrágica (EHEC) ▐ Tuberculosis ▐ Brucelosis ▐ Paratuberculosis ▐ Listeriosis Revisión Bibliográfica 79 ▐ Salmonelosis ▐ Encefalopatía espongiforme bovina (EEB) ▐ Estafilococosis ▐ Necrobacilosis Las siguientes soluciones por el riesgo de zoonosis en sistemas de ganado vacuno ecológico se establecieron en: ▐ Apropiado manejo del abono (compostaje, mantener el abono y la línea de alimentación separada, no usando el abono en la zona de pasto). ▐ Higiene en la alimentación (control de seres vivos diseminadores, control rodenticida, protección de los concentrados. ▐ Reducción de los movimientos de los animales (cría para la propia reposición, compra de animales de granjas “seguras”). Mantener a los animales limpios (establos, higiene del establo, de la zona de camas), y educación del consumidor. Los periodos de supresión deben ser el doble del periodo de supresión o, en caso de que los periodos de supresión no se especifiquen se han establecido en 48 horas (por ejemplo para antibióticos con tiempos de supresión 0). 10.6. Factores de variación asociados a la prevalencia de enfermedades en granjas ecológicas Son necesarios grandes esfuerzos por parte del sector veterinario para conseguir una base de datos de las enfermedades más frecuentes en las granjas ecológicas. Es más, para la realización de estudios comparativos entre los distintos tipos de explotaciones es necesaria mucha cautela y tener en cuenta ciertas consideraciones. En el sector porcino y aviar se plantean problemas que afectan a la adaptación de genotipos a estos “nuevos” sistemas, a la alimentación (adición de aminoácidos, vitaminas) y a condiciones de las instalaciones (Cabaret, 2003), mientras que en el ganado vacuno aspectos relacionados con la salud son los que se presenta con mayor frecuencia. Los bajos índices de enfermedad en granjas de tipo tradicional con manejo en extensivo podrían ser reflejados de igual modo en ganado vacuno en ecológico. No obstante, las restricciones de suplementos alimenticios y la profilaxis para el control parasitario se han identificado como riesgos potenciales para la deficiencia mineral y para parasitosis importantes si no desarrollan adecuadas prácticas de manejo y sistemas de monitorización (Roderick y Hovi, 1999; Hovi et al., 2003). Sundrum et al. (2005a) señalan que la incidencia de enfermedades y los problemas relacionados con la producción de ganado en ecológico son relativamente bajos y primeramente restringidos al animal joven. En general, pueden solventarse con un manejo apropiado, con varias pautas relacionadas con la disposición del granjero de tratar en detalle los déficits que ofrece la alimentación procedente de la propia granja. Consecuentemente, el estado de salud del animal no depende en primer lugar de la Revisión Bibliográfica 86 Las instituciones españolas MAPA, CAAE (Comité Andaluz de Agricultura Ecológica) y CRAE (Consejo Regulador de Agricultura Ecológica) cuentan con normativa específica para la trazabilidad de animales y productos cárnicos de granjas ecológicas, mientras que en muchos otros países son parte de una legislación general nacional. El control de los productos ecológicos abarca todas las fases del proceso de producción, incluido el almacenamiento, la transformación y el envasado. Una vez al año, como mínimo, se realizan inspecciones en las explotaciones, y también tienen lugar controles sin previo aviso. En caso de infracción a las normas, está prevista la aplicación de sanciones que incluyen, entre otras cosas, la supresión inmediata del derecho a alegar la condición de ecológico en relación con el producto de que se trate; dichas sanciones pueden endurecerse cuando el incumplimiento reviste mayor gravedad. Los productores agrarios están obligados a mantener un registro meticuloso de sus actividades y, en el caso de los ganaderos, llevar registros completos de sus sistemas de gestión del ganado. 11.3. Trazabilidad y calidad sensorial del producto ecológico La calidad intrínseca o calidad del “producto” es directamente medible en el producto en sí mismo e incluye parámetros físicos, químicos y microbiológicos. El contenido de nutrientes, sabor, textura, olor y apariencia que son características de la comida pueden ser en estos productos beneficiosos para el consumidor. Residuos, toxinas y patógenos son riesgos potenciales y la medición de la seguridad alimentaria debería disminuir estos riesgos. Aspectos que no son detectables de forma directa en los productos forman parte de la calidad “extrínseca” o “del procesado”. Los objetivos de la certificación son asegurar estos aspectos que podrían dividirse en tres: ético (responsabilidad hacia el ser humano y animal), ecológico (responsabilidad hacia las diferentes partes del ecosistema a nivel mundial) y aspectos culturales de calidad (Walkenhorst, 2005). Muchos consumidores de diferentes países europeos se preocupan por las cuestiones de salud y bienestar animal, en particular, esperan menos medicamentos y hormonas en el ganado ecológico (Zanoli, 2004). Sus expectaciones en las que los animales se encuentra bajo un manejo ecológico y que los productos obtenidos son más sanos y mejores para el consumidor han sido expresados claramente durante los escándalos alimentarios ocurridos en Europa (escándalos de nitrofeno, crisis de la EEB). El temor desencadenado en los consumidores por estos escándalos alimentarios y por ciertos avances tecnológicos tales como la manipulación genética y la irradiación de los alimentos se ha traducido en una seria preocupación por las cuestiones relacionadas con la seguridad alimentaria, y en una creciente exigencia de garantías de calidad y de información adicional sobre los métodos de producción. De hecho, en tiempos en que los escándalos aumentaban de forma creciente se ha observado un aumento de las ventas de productos cárnicos ecológicos (Bruhn et al., 2003; en Zanoli, 2004). Si las expectaciones de los consumidores, respecto a la cría de los animales ecológicos son la inexistencia o el mínimo número de tratamientos alopáticos posibles, al mismo tiempo también se busca el bienestar del animal siendo una cuestión de relevancia para los consumidores europeos (Zanoli, 2004). Por esta razón, se podría asumir que el permiso para el empleo de medicina alopática según la Norma CEE 2092/91, para evitar el sufrimiento o estrés de los animales se encuentra en consonancia con la Revisión Bibliográfica 87 percepción de los consumidores europeos. Estas asunciones deben destacarse ya que no existe ningún organismo legislativo europeo que excluya completamente el uso de antibióticos. Son numerosas las normativas privadas que no permiten el riesgo de uso de harinas de carne, materias primas como sangre y hueso (Demeter International, AT Bio, Bio Suisse, Demeter, Bioland, Soil Association) y también aquellas que tienen restricciones adicionales en relación a la composición y uso de substratos hortícolas, en particular en la cantidad de productos de descomposición vegetal en los substratos (Demeter International, Bio Suisse, Bioland, Naturland, Soil Association). El uso de substratos es particularmente relevante para áreas especializadas de producción vegetal ecológica, tales como la producción de vegetales y plantas de ornamentación en invernaderos para los que no existe una normativa europea específica. En un estudio comparativo realizado en 15 productos de alimentación en Francia se obtuvieron distintos niveles de contaminación (metales pesados, nitratos, nitritos, micotoxinas) en productos ecológicos y convencionales. Teniendo en cuenta los niveles máximos establecidos por la legislación, concluyeron que el riesgo para la salud de los consumidores podría suceder debido a una contaminación por micotoxinas si la comida contaminada fuera el principal contribuyente a la exposición total (Malmauret et al., 2002). En relación a la calidad de la carne, un estudio comparativo realizado a nivel de matadero en Suecia se contabilizaron los registros patológicos encontrados en canales de 570000 vacas procedentes de granjas convencionales y 4949 vacas de ecológicas. Se observaron alteraciones patológicas en un 28% de las granjas convencionales frente un 27% de las granjas ecológicas. Entre los hallazgos, las parasitosis y miositis eosinofílicas fueron más frecuentes en las granjas ecológicas pero otras incidencias como abscesos, alteraciones hepáticas, mamitis y lipidosis presentaron una menor incidencia en las canales de ganadería ecológica (Hansson et al., 2000). Existe una percepción de los consumidores de que la comida ecológica es una comida más sana, lo cual es también difícil de definir, debe poseer un reducido riesgo de pesticidas y residuos de medicamentos veterinarios como resultado del sistema de explotación, y deben existir pocos aditivos empleados en el procesado de los alimentos. Sin embargo, existen menos evidencias de que los productos procedentes de ambos sistemas difieran significativamente en términos de contenido nutritivo, e incluso si existen esas pequeñas diferencias tales como contenido vitamínico o de ácidos grasos, todavía existen menos evidencias en términos de salud humana, haciéndose necesario realizar estudios epidemiológicos en consumidores de productos ecológicos y de productos convencionales. Simultáneamente, serían indispensables para ampliar información en este campo realiar estudios de intervención dietéticos en grupos pequeños y definidos de consumidores de ambos productos (Walkenhorst, 2005). Con respecto a la calidad de la carne, en un estudio comparativo entre granjas ecológicas y convencionales realizado en Alemania (Sundrum, 2001) se encontró una asociación aunque no muy importante entre el sistema de producción y la calidad del producto obtenido. En gran parte, las granjas ecológicas se adecuan al alto grado de exigencia que los consumidores demandan en la calidad de los productos obtenidos, además ciertos valores añadidos se potencian como la biodiversidad, conservación de especies, protección de la naturaleza, etc., todos ellos íntimamente relacionados con el sistema de producción. Según Branscheid (1996) la Revisión Bibliográfica 88 canal en el sistema de producción ecológico presenta una menor calidad puesto que la suplementación energética es reducida como corresponde a un sistema en extensivo, mientras que los sistemas intensivos son beneficiados por su método de producción en la obtención de una mejor calidad de carne. Esta situación desfavorecedora, podría compensarse mediante el uso de razas adaptadas a este tipo de nutrición, renunciando a una mayor ganancia diaria de peso del ganado, pero obteniendo un sabor óptimo generado por la grasa infiltrada mucho más apreciado por los consumidores tanto en ganado vacuno (Claus, 1996; Razminowicz et al., 2004) como en porcino (Sundrum et al., 2000). La carne ecológica deben ofrecer además de calidad, cualidades organolépticas diferenciadas: recuperación del sabor, aroma, textura y aspecto de la “auténtica carne” siendo muy importante para su consecución una buena alimentación del ganado (Mata Moreno et al., 2003). Los factores de producción ganaderos que más influyen en las características organolépticas son: ▐ La genética (raza/cruce y sexo) determinan la velocidad de crecimiento, índice de conversión, conformación de la canal, calibre de la fibra muscular, precocidad y grado de infiltración grasa, entre otras. ▐ La alimentación afecta al sabor, color, nivel de infiltración y perfil graso. ▐ Las condiciones de alojamiento y ejercicio afectan a la textura e infiltración grasa. ▐ El peso y edad de sacrificio determinan junto a los anteriores la terneza y jugosidad (Caballero Luna et al., 2003). 11.4. Perspectivas del mercado ecológico Actualmente la estructura de comercialización está muy poco desarrollada debido, por un lado al bajo consumo interno existente, que está agravado por los costes superiores de distribución que conlleva y por otro lado, a los mayores gastos que se producen en la obtención de estos productos. Cálculos realizados en sistemas de producción lechera en ecológico en Noruega muestran pérdidas sustanciales del orden de un 6-8% de los ingresos netos al cambiar de un 85% a un 100% de comida ecológica destinada al consumo de animales en ecológico. Alimentos ricos en proteínas, especialmente con un mayor contenido de aminoácidos esenciales, son particularmente caros y podrían dificultar el conseguir calidad dentro de este sistema debido a que el suministro es más bajo que la demanda en algunas regiones de la UE (Padel, 2005). 11.5. Factores de variación en la uniformidad del producto vs. diversidad de la granja ecológica La importancia del manejo en las explotaciones ecológicas radica en que en función de cómo se someten las granjas a la normativa de forma individual (independientemente del tipo de explotación al que pertenezca) se explican las diferencias obtenidas en salud animal y calidad de los productos obtenidos que son destinados al mercado. La calidad de Revisión Bibliográfica 89 producción depende por tanto del manejo intra-granja, mostrándose así una gran variabilidad en la producción ecológica e intensiva (Sundrum, 2001). Verhoog et al. (2003) afirmaron que aunque la agricultura ecológica es diversa, hay una tendencia en la sociedad y política a potenciar la agricultura ecológica hacia la uniformidad. La principal preocupación del público radica en la contaminación ambiental, la seguridad alimentaria y el origen natural de los aditivos alimenticios. Sin embargo, la reducción de estos problemas para la sociedad por parte de la agricultura ecológica, como la contaminación, medio ambiente y seguridad alimentaria no refleja la totalidad de los objetivos de la agricultura ecológica. Debido a la variación extrema en términos de geografía y sistemas de producción útiles en diferentes enclaves a través de Europa, llega a ser incluso más difícil generalizar la calidad del producto, y predecir la variación debido a las prácticas de alimentación a través de los diferentes países, regiones y estaciones (Rembialkowska y Ellis, 2005). Existen no sólo variaciones culturales, regionales o nacionales, sino también diferencias entre operadores ecológicos, mostrando diferentes perspectivas de lo que debería considerarse. De alguna forma estas diferencias reflejan los motivos por los que una persona o grupo se compromete con la agricultura ecológica. Por ejemplo, el interés particular de un consumidor interesado en comprar ecológico por su propia salud, mientras que el interés del minorista podría ser la de ofrecer una línea de productos alternativos. Estas diferencias son la expresión de ciertos valores y actitudes en relación a la ganadería ecológica y que permanece influida por una perspectiva propia (Organic Revision, 2007). 12. Asesoramiento técnico veterinario en las granjas ecológicas La rápida expansión de las granjas ecológicas ha planteado numerosos desafíos dentro de los sistemas para la producción animal. Al ir dándole importancia a la salud y bienestar animal se han ido potenciando ciertas restricciones referidas a la salud animal que de forma rutinaria se emplean en las granjas convencionales (Vaarst et al., 2005). De manera que desde sus inicios se fue desarrollando como una alternativa a la agricultura convencional predominante (Hermansen, 2003). Al mismo tiempo que van en aumento las granjas ecológicas se va requiriendo mayores investigaciones, asesoramiento agrícola, además de un especial conocimiento de estas granjas. Los veterinarios en estas granjas todavía realizan servicios veterinarios y programan tratamientos sin especialización (Bennedsgaard et al., 2003). El trabajo del veterinario consiste en solventar los conflictos generados entre los objetivos y los distintos puntos que la legislación de estas granjas abarca con el fin de aproximarse así a sus metas (Hovi et al., 2003). Desde el momento en el que la sanidad animal se conecta con la higiene, alimentación y producción, bienestar animal y prácticas de manejo del ganado vacuno y que se integran en el medio ambiente se requieren muchas más investigaciones en este campo multidisciplinar. Revisión Bibliográfica 90 El papel del veterinario en la Ecotoxicología y Sanidad Ambiental es imprescindible. Es difícil valorar las consecuencias de la liberación de las sustancias tóxicas debido a la capacidad y la adaptación de los sistemas biológicos. Los controles biológicos de los puntos peligrosos se apoyan en un conocimiento profundo sobre los animales silvestres, así como de los domésticos que viven en condiciones ecológicas, ya que viven al aire libre y se alimentan de productos locales, de manera que la salud del ganado ecológico y su producción podrían emplearse como indicadores de la salud ambiental. En los ecosistemas ganaderos ecológicos forman parte integrante de la biocenosis muchos agentes bióticos del ciclo biológico exógeno que se desarrolla en el medio natural, como la mayoría de los parásitos de rumiantes, y algunos microbios patógenos, entre bacterias y virus, habitualmente mantenidos bajo las condiciones de normalidad en situación de equilibrio, objetivo prioritario de la gestión sanitaria de la ganadería ecológica (García Romero y Bidarte Iturri, 2005). Podría valorarse el impacto ambiental mediante diferentes parámetros de estudio local, regional o global (englobando una granja ecológica o un grupo de ellas) y que puedan valorar todos los componentes de la granja: fertilidad del rebaño, tasa de mortalidad, cualidad de la dieta, ingesta diaria, y rendimiento animal. Otras cuestiones que se le plantean al veterinario son por ejemplo la calidad de los suelos, si son “más sanos”, si son más nutritivos los alimentos orgánicos, etc., posibles alteraciones en estos factores podrían desencadenar alteraciones en el animal y que tienen en estas cuestiones su origen. En la óptica de trabajo clínico realizado por el veterinario, dependiendo de los desafíos de enfermedades nacionales y locales y sobre todo del estado de salud existente en el rebaño, se ha demostrado que es particularmente importante contextualizar medidas de control de seguridad sanitaria a nivel de la granja, con el intento de garantizar la sostenibilidad financiera de las inversiones que se requieren (Stott et al., 2003; en Hovi, 2003). Veterinarios, consultores e inspectores a menudo presentan una falta de conocimiento básico de los principios y prácticas y no tienen la preparación suficiente en manejo de prevención sanitaria y opciones de tratamientos alternativos. La actual competencia que ofrece el servicio veterinario podría también no facilitar la provisión de un manejo que potencie la salud animal. 12.1. Planes de Salud El servicio veterinario debe trabajar en la mejora de la granja dentro de su certificación ecológica. Debido a la gran variación entre las granjas ecológicas, existe la necesidad de desarrollar estrategias altamente relacionadas con la situación específica de cada una. Esta demanda conlleva la necesidad de implantar un plan de salud con el objetivo de mejorar la eficiencia de herramientas para la prevención y reducción de la morbilidad y mortalidad de la granja. Para ello se debería llevar a cabo el siguiente cronograma de actuación, en primer lugar una evaluación del estatus actual de la granja y en segundo lugar el establecimiento del plan de salud y manejo consecuente. Aunque no todos los veterinarios estén totalmente familiarizados con los principios de las ganadería ecológica, sus conocimientos de medicina preventiva veterinaria, su Revisión Bibliográfica 91 comprensión de la situación local en relación a las enfermedades que se presentan y de la situación particular de cada granja en cuanto a pasado y presente y los registros de salud y bienestar son de suma importancia para el buen funcionamiento (DEFRA, 2002). Un plan de salud debe ser específico y dinámico, conlleva un tiempo razonable para la consecución de sus objetivos. Los planes de salud, en la mayoría de los casos, requieren un formulario de trabajo, que no suele ser del gusto de los ganaderos. La metodología para el registro de las incidencias de la granja debe ser simple. Inicialmente, habría un amplio rango de diferentes estados de salud en las granjas categorizadas como “bueno” o “malo”. La implantación de los planes de salud implica tiempo y dinero para el ganadero y para el cuerpo de certificación. Los costes del veterinario se elevarán si todos los tratamientos son administrados por el veterinario y los beneficios que impliquen costes adicionales deben ser transparentes (Smolders, 2004). Los ganaderos deben motivarse para mantener los registros demostrando los avances directos para él, su economía, bienestar animal y los menores problemas y trabajo que se han de realizar con los animales enfermos (Smolders, 2004). A nivel de la granja, cada granja necesita tomar sus propias decisiones en medidas de seguridad sanitaria. Además de este desafío básico, las granjas ecológicas tienen ciertos desafíos específicos de la normativa de sistemas de producción ecológica. El manejo de la salud debe ser implantado para toda la granja, no sólo para los animales enfermos. La salud no comienza con la administración de un tratamiento, sino con el método de cría, la rotación de cultivos y alimentación, manejo animal, estabulación, etc. Por otro lado, los objetivos serían más realistas si los planes se centran en pocos tópicos al mismo tiempo (Smolders, 2004). Se ha sugerido que ciertas normas sanitarias necesitarían llevarse a cabo para la adecuación de las granjas para que así pudieran entrar en el proceso de certificación finalmente (Smolders, 2004). Estos objetivos deben ser parte de un procedimiento de inspección y deben ser transparentes como las posibles mejoras que se puedan conseguir del estado de salud de la granja. Es esencial conocer el patrón de enfermedades de la explotación de forma pormenorizada. Sirva de ejemplo, el estudio de incidencia de mamitis se realizará en función de la edad, producción lechera del animal y del tamaño del rebaño, las alteraciones reproductivas en función del número de partos, índices de reproducción en función de la calidad nutritiva durante el invierno y las incidencias de desórdenes metabólicos en función de la producción del rebaño, ya que se ha sugerido en diversos estudios que ésta podría ser la causa de su disminución en comparación con las granjas convencionales. Se podrá establecer así un baremo de lo que puede considerarse como “permitido” o prioritario en el protocolo de actuación que realizará el veterinario en esa determinada granja. La normativa europea requiere que el ganado ecológico desarrolle un plan de reducción de enfermedades o un plan de salud para el rebaño en colaboración con el asesoramiento veterinario. En Finlandia, se están realizando planes de salud con registro de tratamientos de residuos, pero no se incluyen las intervenciones veterinarias. En Noruega, existe un chequeo del manejo y planificación sanitario por parte de los ganaderos y que incluye el análisis de los alimentos. En Holanda, tanto a las granjas ecológicas como las convencionales de vacuno de leche se les exige un control del manejo de la cadena, incluyendo inspecciones regulares a la granja sobre la salud y bienestar de los animales Revisión Bibliográfica 92 por medio de un inspector veterinario, con el registro de enfermedades y tratamientos (Smolders, 2004). Algunos participantes en planes de salud previos sintieron que funcionarían mejor con herramientas de formación para ganaderos y otros operadores, más que con el cumplimiento de medidas obligatorias (Smolders, 2004). También consideraron que los planes de salud solo deberían incluir legislación y requerimientos concernientes a enfermedades contagiosas y zoonosis. La mayoría de los ganaderos no saben cual es el estado de los animales de su granja. Las enfermedades deben ser monitorizadas en todas las granjas. Es obvio que estos requerimientos deben ser específicos para cada país, reflejando las diferentes enfermedades endémicas en los diferentes países (Smolders, 2004). Algunos consideran que la introducción de HACCP en las granjas sería útil, de hecho en algunos países, la investigación está orientada ya a la búsqueda de potenciales HACCP y de dificultades a nivel de la granja. También se consideró la posibilidad de que a pesar de que es mejor motivar a los ganaderos para mantener a sus animales en buen estado de salud, es posible que se penaran con sanciones en caso de la falta de cumplimiento de hecho el Reino Unido, ya se ha llevado a la práctica, una granja puede perder su certificación si el veterinario y la normativa referida a la sanidad animal no se cumplen o los problemas sobre la falta de bienestar animal no se localizan para su solución. 13. Futuras implicaciones. Investigación en ganadería ecológica Los objetivos de las granjas ecológicas junto con las bases en las que se fundamenta, no deben considerarse como fines en sí mismo sino como un medio, de manera que podrían verse modificadas con los años si aparecen nuevos conocimientos que optimizan estos valores (Sundrum, 2001). Los investigadores de granjas ecológicas han estado preocupados en solventar los problemas de carácter agudo y de forma práctica. De manera que han dedicado su investigación a la urgente necesidad de encontrar soluciones a los problemas a los que se enfrentan los productores de estas granjas (Lund y Algers, 2003). Los veterinarios de las granjas ecológicas preocupados por solventar los problemas de carácter agudo han dedicado su estudio a necesidades urgentes siendo necesaria mucha más investigación en todas las áreas integrantes de esta unidad. Desde la UE se fomenta el intercambio de conocimientos sobre agricultura ecológica en orden de optimizar los recursos destinados a esta investigación, así se han creado varios grupos de trabajo conjunto como "European Network of Organic Farming” (ENOF) y "Network for Animal Health and Welfare in Organic Agriculture“ (NAHWOA), encargadas de realizar seminarios y puesta en común de los trabajos realizados en temas monográficos (Torre, 2001). Revisión Bibliográfica 93 Centros de Investigación más relevantes: ▐ Dinamarca con Danish Centre for Organic Farming (DARCOF) que coordina a unos 100 investigadores y 13 institutos, con un presupuesto publico de investigación en el periodo 1996-99 de 13,4 millones de euros y un gasto en 1997 de 6.2 millones euros (Torre, 2001). ▐ El instituto de investigaciones para la agricultura orgánica (FiBL-Suiza) fue constituido como una fundación privada por agricultores, científicos y políticos en 1973. Actualmente, el instituto tiene más de ochenta científicos y empleados técnicos y cuenta con el liderazgo mundial como centro competente en investigación de la agricultura orgánica, asesoramiento, cooperación en el desarrollo y documentación. Desde hace muchos años, el FiBL fundado en el año 2001. se compromete en el desarrollo de la agricultura orgánica, también a un nivel internacional (por ejemplo: International Federation of Organic Agriculture Movements IFOAM, Internationale Organic Accreditation Service IOAS, International Society of Organic Agriculture Research ISOFAR, etc.,). El FiBL cuenta con una gran competencia en el manejo ecológico de los suelos y en la producción de plantas, en la salud holística de los animales, en la etiología del animal, mejoramiento y cría a base de métodos orgánicos, en la socioeconomía, en análisis completos de los mercados orgánicos y en el procesamiento y elaboración de alimentos ecológicos. Además de la investigación práctica, se tiene un alto valor en la transferencia de conocimientos hacia el medio agrícola orgánico por medio de asesorías, cursos, expertos, métodos modernos de documentación (revistas para productores, folletos técnicos, libros especializados, servicios en la red). ▐ También existen departamentos de investigación dedicados exclusivamente a la agricultura ecológica en Alemania (Universidades de Hohenheim, Rostock, Munich, Kassel, Bonn); Holanda (Universidad de Wageningen), Noruega (Norwegian Centre for Ecological Agriculture (NORSOK) y Norwegian Institute for Agronomic Research (NILF). Inglaterra (Welsh Institue of Rural Studies (WIRS), Aberdeen University (AUCOA), Veterinary Epidemiology and Economics Research Unit (VEERU) de Reading University) (Torre, 2001). ▐ Existen también proyectos integrados como QLIF (Quality Low Input Food) vigente en la actualidad hasta el 2009, cuyos objetivos son la mejora de la calidad, asegurar la seguridad alimentaria y reducir costes e insumos externos en los productos ecológicos, a través de la investigación y divulgación en la que están involucradas más de 30 Instituciones, Compañías y Universidades Europeas. ▐ En España no existe un plan concreto para el desarrollo de la investigación en agricultura ecológica, aunque si varias iniciativas desde diferentes departamentos de algunas universidades (Facultad de Veterinaria de Córdoba, Instituto de Sociología y estudios campesinos de la Universidad de Córdoba, Producción Animal de la Universidad de León, Universidad de Barcelona) (Torre, 2001). Material y métodos 97 Material y Métodos Para llevar a cabo los objetivos planteados en la presente Tesis Doctoral se llevaron a cabo 3 diseños experimentales diferentes. 1. Diseño experimental para el estudio de contaminantes orgánicos (Capítulo I) 1.1. Selección y recogida de muestras Se recogieron un total de 101 hígados de terneros, 72 de Galicia (zona rural) y 29 de Asturias (zona industrializada), procedentes de 35 granjas diferentes. La toma de muestras tuvo lugar en seis mataderos entre abril y junio de 2006. Previo al sacrificio se seleccionaban los animales a muestrear de acuerdo con las características descritas de forma pormenorizada en el Capítulo I. La información de cada ternero se obtenía a partir de la documentación que acompañaba al ternero al matadero (DIB: Documentación de Identificación Bovina). Ya en este momento se asignaba a cada animal el código de identificación empleado en este estudio. Las muestras de hígado se tomaron del lóbulo caudatum fueron depositadas en hielo inmediatamente después de la recogida, transportadas al laboratorio y almacenadas a -18 ºC hasta su procesado. Cada muestra de hígado fue descongelada y troceada en pequeños fragmentos mezclados de nuevo y triturados para que conseguir la homogeneización completa de cada hígado. 1.2. Determinación analítica De cada muestra se procesaron y analizaron varias submuestras de forma separada. El peso medio de cada submuestra (±DS) fue 1.061 (±0.030). Las fases de extracción, limpieza y análisis de las muestras se realizaron mediante el método descrito por Shore et al. (2001). Brevemente, cada submuestra se mezcló con arena purificada (Laboratorios VWR®, Reino Unido) que había sido tratada con un lavado ácido y mezclada con anhídrido sodio sulfato (Laboratorios VWR®, Reino Unido), y a continuación se llevó a cabo la fase de extracción con 50 ml de 50:50 hexano/acetona (Laboratorios Rathburns, Reino Unido). El extracto lipídico se secó de forma completa (volumen cero), se resuspendió en hexano (5 ml). Se transfirió 1 ml del extracto a una columna capilar de alúmina (0.8 g of 5% óxido de aluminio desactivado) (Laboratorios Sigma-Aldrich®, Reino Unido) a los que se les añadió en 5 pasos volúmenes de 1 ml de hexano al volumen final se le añadieron 50 μl de Diclobenilo (estándar interno). Las muestras se almacenaron en una habitación oscura durante 15 días tras los cuales se llevó a cabo su análisis justo después de ser transferidas a viales (150 μl) para su análisis mediante la técnica cromatográfica de gas con detección de electrón capturado (Tabla 1) empleando un Material y métodos 104 posterior análisis químico, momento en el que se prepararon las diluciones adecuadas para trabajar en el rango de linealidad, dependiendo de la concentración de metal en las distintas muestras tisulares. Tabla 3. Programa de digestión empleado para la digestión ácida de las muestras tisulares (hígado, riñón, músculo) empleando un microondas marca Milestone (modelo Ethos Plus, Italia) Paso Tiempo Temperatura Potencia 1 5 minutos 180º 1000 W 2 10 minutos 180º 1000 W 2.2.2. Determinación de los niveles de metales tóxicos y esenciales por IPC-MS y IPC-OES 2.2.2.1. Condiciones de análisis El análisis de los elementos se llevó a cabo en IPC-MS y IPC-OES. Las condiciones de trabajo aparecen reflejadas en las Tablas 4 y 5. Los metales presentes en bajas concentraciones como arsénico (As), cromo (Cr), cadmio (Cd), níquel (Ni), mercurio (Hg) y plomo (Pb) fueron determinados mediante Espectroscopía de Masas con Fuente de Plasma Acoplado (ICP-MS; VGElemental PlasmaQuad SOption) mientras que metales con mayores concentraciones como cobre (Cu), hierro (Fe), manganeso (Mn), molibdeno (Mo), selenio (Se) y zinc (Zn) fueron determinados con Espectroscopía de Emisión con Fuente de Plasma Acoplado (ICP-MS; Perkin Elmer Optima 4300 DV). Tabla 4. Condiciones instrumentales para el análisis de metales por Espectroscopia de Emisión con Fuente de Plasma Acoplado (ICP-OES) Potencia 1 Kw Flujo de plasma 15 l/min Flujo gas auxiliar 1.5 l/min Presión nebulizador 150 Kilopascales Velocidad muestra 25 rpm Tabla 5. Condiciones instrumentales para el análisis de metales por Espectroscopia de Masas con Fuente de Plasma Acoplado (ICP-MS) Potencia 1.40 Kw Flujo de plasma 17.0 l/min Flujo gas auxiliar 1.65 l/min Flujo de Aire 0.99 l/min Velocidad muestra 3 rpm Material y métodos 105 K = m Vba × − )( 2.2.2.2. Cálculo de las concentraciones de metales en las muestras Para calcular la concentración de los metales analizados en las muestras se empleó la siguiente fórmula: Donde K = concentración en la muestra (mg/kg), a = concentración en la solución (μg/l o mg/l), b = concentración media del blanco (μg/l o mg/l), V = volumen final de la muestra (ml), m = peso de la muestra (g). Para calcular las concentraciones medias de metal en los tejidos analizados, a las muestras con niveles por debajo del límite de detección se les asignó un valor igual a la mitad del límite de cuantificación. 2.2.2.3. Control de calidad Durante todo el estudio se llevó a cabo un estricto programa de control de calidad analítica. En cada lote de 10 muestras se incluía un blanco y una muestra de material de referencia certificado. El límite de detección en la digestión ácida se calculó como tres veces la desviación estándar de los blancos. Los límites de cuantificación, expresados como la concentración de cada analito en el tejido se calcularon teniendo en cuenta el peso de la muestra y la disolución empleada. La precisión del método analítico empleado para cada elemento, calculada como la desviación estándar relativa (DSR) o coeficiente de variación (CV), se evaluó mediante la medida de la señal de absorbancia de una misma digestión de la muestra leída 12 veces. Para evaluar la precisión de todo el procedimiento, es decir, incluyendo la preparación de las muestras para la determinación analítica, se llevó a cabo la digestión de 12 muestras diferentes de un mismo órgano. La exactitud se valoró mediante el empleo de materiales de referencia certificados y estudios de recuperación. Para las muestras de suelo el material de referencia empleado fue Forest Soil ISE 985 (Wepal Reference Materials, Wageningen University) y junto con las muestras de alimentos se incluyeron muestras de (Barley IPE 548; Grass ISE 686; Wepal Reference Materials, Wageningen University). El Pig Kidney (CRM 186, BCR Reference Materials, Bélgica) fue el material de referencia certificado elegido para las muestras de tejidos animales. Además, se llevaron a cabo estudios de recuperación para todos los tipos de muestras analizados. Para ello se añadieron a tres alícuotas de la misma muestra volúmenes conocidos de una solución estándar de los metales analizados. Los resultados de los estudios se muestran en cada uno de los capítulos de forma pormenorizada. Material y métodos 106 2.2.3. Determinación de parámetros metabólicos La determinación de los parámetros metabólicos (glucosa, albúmina, proteínas totales, colesterol, triglicéridos, ácidos grasos no esteríficados (NEFA), urea y creatinina) y la actividad de los enzimas hepáticas (aspartato aminotransferasa (ASAT), creatín quinasa (CK) y glutamato deshidrogenasa (GLDH) se llevaron a cabo empleando kits comerciales (Laboratorios Spinreact, Girona; Laboratorios Human H® Alemania; Laboratorios Gernon, España y Laboratorios Randox, Reino Unido) en un espectrofotómetro de luz ultravioleta visible Perkin Elmer® modelo Lambda 2. 2.2.3.1. Glucosa La concentración de glucosa en suero se realizó mediante un método colorimétrico de los laboratorios Gernon (Gernon, RAL Técnica para el Laboratorio, Barcelona). La glucosa se determina por oxidación enzimática en presencia de glucosa oxidasa, y el peróxido de hidrogeno formado, en presencia de peroxidasa, oxida el cromógeno 4-aminofenaona/fenol a un compuesto de color rojo. Este compuesto, proporcional a la cantidad de glucosa presente en el suero, se lee en un espectrofotómetro de absorción UV/Vis a 500nm antes de 60 segundos. Cmuestra (mg/dl) = Δ Absmuestra / Δ Absstandard x 100 2.2.3.2. Albúmina Para su determinación recurrimos al uso de un método colorimétrico suministrado por los Laboratorios Human H® (Alemania). Esta técnica se basa en la reacción del verde bromocresol con la albúmina en tampón citrato, en la cual se forma un complejo coloreado. A continuación se mide su absorbancia en el espectrofotómetro, sabiendo que la absorbancia a 546 nm es proporcional a la concentración de albúmina en la muestra ensayada. Cmuestra (g/L) = 40 x Δ Absmuestra / Δ Absstandard 2.2.3.3. Proteínas totales Su determinación también se basa en un método colorimétrico de los laboratorios Human H® (Alemania), fundamentado en la reacción que sufren los iones de cobre con las proteínas en un medio alcalino que da lugar a un complejo de color violeta. La absorbancia de este complejo es proporcional a la concentración de proteína en la sangre. Se utilizó un espectrofotómetro para las mediciones de las absorbancias a una longitud de onda de 546 nm. Cmuestra (g/L) = 80 x Δ Absmuestra / Δ Absstandard 2.2.3.4. Colesterol La concentración de colesterol en suero se realizó mediante un método enzimático colorimétrico perteneciente a los laboratorios Spinreact (Spinreact, Girona). El principio del método es que los ésteres del colesterol son hidrolizados por una colesterol esterasa y el colesterol producido en esta reacción, más el colesterol libre, es oxidado por acción de una colesterol oxidasa con formación de peróxido de hidrogeno. Este último, en presencia de peroxidasa, oxida el cromógeno 4-Aminofenazona/fenol a un compuesto de color rojo. Se realiza la lectura de la absorbancia en un espectrofotómetro a 500 nm. Cmuestra (mg/dl) = 200 x Δ Absmuestra / Δ AbsStandard Material y métodos 107 2.2.3.5. Triglicéridos La concentración de triglicéridos séricos se calculó mediante un método enzimático colorimétrico de los laboratorios Spinreact (Spinreact, Girona). Los fundamentos del método son que los triglicéridos se hidrolizan enzimáticamente en glicerol y ácidos grasos libres, por medio de una combinación especial de lipasas. El indicador es una quinona formada a partir de peróxido de hidrógeno + 4-aminoantipirina y 4-clorofenol, con la acción catalítica de una peroxidasa. La cantidad de quinona formada es proporcional a la concentración de triglicéridos presentes en el suero. La absorbancia es leída en un espectrofotómetro a 505 nm. Cmuestra (mg/dl) = 200 x Δ Absmuestra / Δ AbsStandard 2.2.3.6. Ácidos grasos no esterificados (NEFA) En su determinación utilizamos el método colorimétrico suministrado por los Laboratorios Randox® (Reino Unido), basado en las siguientes reacciones a 37 ºC: los ácidos grasos libres reaccionan con ATP y coenzima A en una reacción catalizada por la acilCoA sintetasa formando acilCoA, este compuesto es oxidado por la acil-CoA-oxidasa formando peróxido de hidrógeno, éste último se valora al hacerlo reaccionar con N-etil-N-(2-hidroxi- 3-sulfopropil)-m-toluidina y 4-Aminoantipirina, en una reacción catalizada por la peroxidasa, formando un producto púrpura. Se realiza la lectura de la absorbancia en un espectrofotómetro de absorción ultravioleta visible a 550 nm. Cmuestra (mmol/l)= Δ Absmuestra / Δ Absstandard 2.2.3.7. Creatinina Para determinar la concentración de creatinina en suero se utilizó un método colorimétrico proporcionado por los laboratorios Gernon (Gernon, RAL Técnica para el Laboratorio, España) en el cual la creatinina reacciona con el picrato alcalino, según la reacción de Jaffé, para dar un cromógeno rojizo. La cantidad de cromógeno que se forma bajo condiciones controladas, es directamente proporcional a la concentración de creatinina en la muestra y se mide fotométricamente a 500 nm en un espectrofotómetro a los 30 segundos y a los 150 segundos. Cmuestra (mg/dl) = Δ Absmuestra / Δ Absstandard x 2 2.2.3.8. Urea Para calcular la concentración de urea sérica se utilizó un método colorimétrico de los laboratorios Gernon (Gernon, RAL Técnica para el Laboratorio, España). El principio de la reacción es que la urea es desdoblada por la acción específica del enzima ureasa en CO2 y NH3.En una segunda etapa el NH3 con el 2-oxoglutarato y el NADH, pasan a dar en presencia del enzima glutamato dehidrogenasa (GLDH), glutamato y NAD. El consumo de NADH es medido por la disminución de absorbancia a 340 nm y es proporcional a la concentración de urea en la muestra que es leída en un espectrofotómetro a los 60 segundos y a los 120 segundos. Cmuestra (mg/dl) = Δ Absmuestra x 50 / Δ Absstandard 2.2.3.9. Aspartato amino transferasa (ASAT) Para la determinación de la actividad aspartato aminotransferasa en suero empleamos un test cinético de los Laboratorios Gernon (Gernon, RAL Técnica para el Laboratorio, Material y métodos 108 España). El principio de la técnica se basa en que el enzima cataliza la reacción entre 2- oxoglutarato y L-aspartato, dando lugar a oxalacetato, el cual reacciona con NADH en presencia de malato deshidrogenasa, formándose malato y NAD+. Los incrementos de absorbancia que experimenta la muestra se miden en un espectrofotómetro de absorción ultravioleta visible, a una longitud de onda de 340 nm a intervalos de 1 minuto durante 3 minutos. Se calcula el incremento de absorbancia media por minuto y la actividad enzimática en la muestra se estima empleando la siguiente fórmula: Actividadmuestra (UI/L) = Δ Absmuestra/minuto X 952 2.2.3.10. Creatin kinasa (CK) Para la determinación de la actividad creatin kinasa en suero empleamos un test cinético de los Laboratorios Gernon (Gernon, RAL Técnica para el Laboratorio, Barcelona). El principio de la técnica se basa en que el enzima CK cataliza la fosforilación reversible de ADP, en la presencia de fosfato creatino, para formar ATP y creatina. A su vez, la Hexokinasa (HK) cataliza la fosforilación de glucosa por el ATP formado para producir ADP y glucosa-6-fosfato (G-6-P). El G-6-P es oxidado a 6-fosfogluconato con producción derivada a NADH. La variación de la formación de NAHD, medida con un espectrofotómetro a 340 mm a intervalos de 1 minuto durante 4 minutos, es directamente proporcional a la actividad del suero CK. Actividadmuestra (UI/L) = Δ Absmuestra/minuto X 3375 2.2.3.11. Glutamato dehidrogenasa (GLDH) Para la determinación de la actividad glutamil dehidrogenasa en suero empleamos un test cinético de los Laboratorios Randox® (United Kingdom). La medición de este enzima se basa en una reacción no específica por la cual el α-oxoglutarato + NADH + NH4 sufren una reacción de oxidación por la actividad de la GLDH dando como productos glutamato + NAD+ + H20. Este NADH oxidado produce una disminución en la absorbancia por minuto que es medida con un espectrofotómetro de absorción ultravioleta visible a 340 nm que es proporcional a la actividad del enzima GLDH. Actividadmuestra (UI/L) = Δ Absmuestra X 197 2.2.3.12. Control de calidad analítica Durante todo el experimento se llevó a cabo un estricto programa de control de calidad analítica. En cada ciclo de análisis se introdujeron muestras patrón o de referencia (Gernon control para química clínica de Gernon, suero bovino ensayado nivel 2 de Randox, Humantrol N: suero para control de calidad y calibración en química clínica de Human H®, Spintrol “H” normal de Spinreact) para comprobar la precisión y exactitud del método. En la Tabla 6 aparecen los resultados del control de calidad, como puede observarse los resultados obtenidos coinciden con los niveles certificados. Material y métodos 109 Tabla 6. Control de calidad de los parámetros bioquímicos (n=18) Parámetro Niveles analizados (media±ES) Niveles certificados (rango) Glucosa (mg/dl) 98,3±1,12 76,2-105 Albúmina (g/dl) 3,11±0,073 2,35-3,39 Proteínas totales (g/dl) 4,91±0,062 4,31-5,17 Colesterol (mg/dl) 148±5,11 121-175 Triglicéridos (mg/dl) 101±1,61 97-133 NEFA (mmol/l) 3,03±0,416 2,32-3,14 Urea (mg/dl) 36,1±0,923 30-46,8 Creatinina (mg/dl) 0,55±0,025 0,43-0,63 ASAT (UI/l) 35,7±1,56 30,6-49 CK (UI/l) 185±2,60 162-242 GLDH (UI/l) 11,5±0,248 9-14 2.2.4. Determinación de la composición nutricional de los alimentos El análisis nutricional de las muestras de alimentos (forrajes y concentrados) se llevó a cabo en junio del 2003 en el Laboratorio de Mouriscade, Finca Mouriscade, que pertenece al Servicio Agrario de la Diputación Provincial de Pontevedra; laboratorio certificado y de referencia de Galicia para análisis de alimentos para animales. Los resultados de estos análisis aparecen descritos en los diferentes capítulos. 3. Diseño experimental del análisis del estado de salud y calidad higiénica y productiva de vacuno (Capítulo VI) Para llevar a cabo este estudio se elaboró un cuestionario sobre distintos aspectos de las explotaciones ganaderas que tienen repercusión en el estado de salud de los animales. Para el diseño del cuestionario se tuvo en cuenta la normativa vigente en las granjas ecológicas (CEE 2092/91; CEE 1804/99) contemplando aspectos relacionados con la higiene, prevención sanitaria, estado de salud del animal, tratamientos, alimentación y producción, bienestar animal y prácticas de manejo (Tabla 7) Los ganaderos fueron entrevistados durante una intensa visita de 2-3 horas, y al mismo tiempo se examinaron los principales edificios e infraestructura de las mismas. Se evaluó la información y se comprobó de forma precisa todo el procedimiento, contactando con los ganaderos de nuevo en caso de ser necesario. Se seleccionaron de forma aleatoria 24 granjas ecológicas (aproximadamente un 47% de las granjas ecológicas de vacuno de carne en Galicia, página del CRAEGA, Xunta de Galicia) y 26 granjas convencionales localizadas en las inmediaciones de las mismas. Se recogió información correspondiente al año 2007. En total, se obtuvo información de 780 vacas y 30 terneros en granjas ecológicas y 498 vacas y 288 terneros de las granjas convencionales. Material y métodos 110 Para el análisis de los productos cárnicos se recogió información (Tabla 8) de 244 terneros procedentes de granjas ecológicas (representando un 84% de los terneros sacrificados como ecológicos certificados en esta zona durante todo el 2007), 2596 terneros de granjas intensivas y 3021 de las granjas convencionales sacrificados en el mismo matadero (Matadero Cocarga, A Estrada, Galicia). La información de los hallazgos patológicos y decomisos en la inspección post-mortem realizada por veterinarios de la Administración Autonómica de Xunta de Galicia a partir del libro oficial de registros veterinarios. La información sobre la clasificación de la canal consiste en una exploración visual de la canal de acuerdo con el sexo, sistema de clasificación SEUROP (graduado desde S: superior a P: pobre) y conformación grasa (5 puntos desde 1: muy magra a 5: muy grasa) (CEE 103/2006) realizada por personal habilitado del matadero mediante técnicas visuales. 4. Análisis estadístico Todos los análisis estadísticos se llevaron a cabo en el programa SPSS para Windows (v.15.0). Para comprobar si los datos seguían una distribución normal se empleó la prueba de Kolmogorov-Smirnow. Los parámetros que no presentaron una distribución normal se transformaron logarítmicamente antes de su análisis. En el Capítulo I de la presente Tesis se emplearon el test de probabilidad exacta de Fisher’s y t de Student para comparar las diferencias en la frecuencia de aparición de hígados contaminados y concentraciones en hígados contaminados respectivamente. El modelo general lineal fue empleado para comparar diferencias en las concentraciones de contaminantes según el tipo de granja (extensivas, intensivas) en Galicia y el análisis de regresión se empleó para estudiar relación entre la concentración de contaminantes en terneros de Asturias y la distancia al foco industria. En el Capítulo II, IIl y V, se empleó el Análisis de Varianza (ANOVA) para estudiar las diferencias entre metales tóxicos y esenciales entre granjas. El test post-hoc de Tukey´s honest de diferencias significativas (HSD) se empleó para determinar la significación de las diferencias en las concentraciones de metales. La significación de las correlaciones entre metales tóxicos y traza entre músculo e hígado y entre músculo y riñón de cada granja fue calculada empleando el análisis de correlación de Spearman. El análisis de Regresión de pasos hacia atrás se empleó para analizar la relación entre la concentración de metales tóxicos y traza en tejido animal, suelo y alimento. En el Capítulo IV, se empleó el Modelo General Lineal (MGL) para determinar si existió una variación significativa entre las granjas y edad de los terneros en los parámetros metabólicos. El coeficiente de correlación de Pearson se empleó para analizar la relación entre las diferentes concentraciones de los parámetros sanguíneos, así como la relación entre los parámetros sanguíneos y la proporción de concentrado en la ración. Para el Capítulo VI se emplearon para las variables ordinales determinaciones mediante Test Chi-cuadrado para su significación estadística. Para variables numéricas. Las variables normales se analizaron mediante test t de Student o Análisis de Varianza (ANOVA). Las variables no distribuidas normalmente después de la transformación de los datos y de no cumplir las asunciones para el ANOVA, se analizaron mediante test no paramétrico de Kruskal- Wallis.Todos los análisis estadísticos se consideraron significativos con p<0.05. Material y métodos 111 Tabla 7. Cuestionario. Análisis granja ecológica y convencional Datos generales Nombre granja: fecha: CEA: Municipio: comarca: 1. Nº personas tiempo completo: 2. Nº personas tiempo parcial: 3. Inicio del periodo de conversión a ecológico: 4. ¿Cuanto duró el periodo de conversión? 5. ¿Era antes una explotación ganadera? □ si □ no 6. ¿Realizó cambios en la infraestructura de la granja? □ si □ no 7. Estimación del dinero invertido en este cambio: 8. ¿En que realizó cambios?: □ parcelamiento □ reformas establo □ nueva construcción □ otras 9. ¿Posee otro tipo de ganado ecológico? □ si □ no 10. ¿Cual? □ porcino □ caprino-ovino □ aviar □ equino 11. ¿Adscrito a cooperativa? □ si □ no ¿Cual? 12. ¿Adscrito a ADS.? □ si □ no ¿Cual? Nombre del servicio veterinario habitual: 13. ¿Tiene el ganado asegurado? □ si □ no 14. ¿Contra qué? □ lobo □ despeñamiento □ rayos □ timpanismos □ otros 15. Nº de hectáreas: 16. ¿En que forma? □ monte comunal □ parcelas 17. Cálculo de carga ganadera UGM: (vaca=1, novilla=0.7, ternero=0.3)/nº de hectáreas 18. Nº de cabezas (vacas): 19. Nº novillas: 20. Nº terneros: 21. ¿Recría? □ si □ no 22. Índice de reposición (anual): 23. Tiene toro en el rebaño? □ si □ no 24. ¿Qué técnica de cubrición emplea? □ monta natural □ i.a. 25. Raza: □ Rubia Galega □ Cachena □ Caldelana □ Vianesa □ Frieiresa □ cruce □ otra Sanidad Medicina preventiva 26. ¿Realiza vacunaciones? □ si □ no 27. ¿De que vacunan? □ IBR □ DVD □ Chlostridium □ Prev. Mamitis □Prev. Diarrea terneros 28. ¿Realiza desparasitaciones? □ si □ no 29. ¿Quien? □ ganadero □ veterinario. Producto: protocolo: 30. ¿Realiza desinfección del rebaño? □ si □ no. Producto: 31. ¿Cuarentena? □ si □ no 32. ¿Lugar específico para cuarentena? □ si □ no Material y métodos 112 Medicina curativa 33. Fitoterapia □ si □ no 34. ¿Quien? □ ganadero □ veterinario 35. Homeopatía □ si □ no 37. ¿Quien? □ ganadero □ veterinario 38. Productos químiosintécticos? □ si □ no 39. Tipos: (chequear libro de medicamentos, vacuno adulto y terneros por separado) □ antibióticos ( ) □ antiparasitarios (no profilácticos) ( ) □ antiinflamatorios ( ) □ hormonas ( ) □ corticoesteroides ( ) □ otros ( ) 40. Tiempo de supresión: □ 2 veces □ 3 veces 41. Nº de tratamientos antibióticos en terneros/año? □<2 trat. Ab. ( ) □ ≥2 trat. Ab. ( ) 42. Nº de tratamientos antibióticos en vacas/año? □<2 trat. Ab. ( ) □ ≥2 trat. Ab. ( ) □≥3 trat. Ab. ( ) 43. Nº e incidencia de enfermedades en el rebaño (vacuno adulto y novillas) □ mamitis ( ) □ alteraciones reproductivas ( ) □alteraciones podales ( ) □ hipocalcemia ( ) □ cetosis ( ) □ desordenes digestivos ( ) □ otros desórdenes ( ) 44. Nº e incidencia de enfermedades (terneros) □ diarrea □neumonía □debilidad □ otros desórdenes 45. Tasa mortalidad: 46. Nº abortos anual Nutrición 47. ¿De donde procede el alimento? □ granja □ mixta (compra de concentrado) 48. ¿Quién establece la ración? □ ganadero □ veterinario 49. Componentes de la dieta: □ forraje seco □ forraje verde □ silo de maiz □ silo de hierba □ concentrado □ otros Origen del concentrado: 50. Cantidad de concentrado terneros destete: 51. Cantidad de concentrado terneros acabado: 52. Cantidad de concentrado vaca en lactación: 53. Cantidad de concentrado de vaca seca: 54. Origen de la leche: □ materna □ otra 55. Cantidad de leche: □ ad limitum □ limitada (cantidad) 56. Edad de destete: Manejo 57. Empleo de fertilizantes? □ si □ no 58. Empleo de purines? □ si □ no 59. Empleo de pesticidas? □ si □ no 60. Condiciones de estabulación □ con acceso a pasto (indoors) □ todo el tiempo fuera (outdoors) □ vuelven sólo para dormir y recibir pienso (semi) 61. ¿Acceso a pasto? □ si □ no 62. ¿Acceso a comida ad libitum? □ si □ no 63. ¿Acceso a bebida ad libitum? □ si □ no Material y métodos 113 64. ¿Animales en lotes? □ si □ no 65. Tipos: □ terneros de cebo □ terneros destetados □ vacas en lactación □ vacas secas □ novillas 66. ¿Ventilación natural? □ si □ no 67. ¿Luz natural? □ si □ no 68. ¿Área de ejercicio? □ si □ no 69. Área de ejercicio toro? □ si □ no 70. Techo para protección (zona de ejercicio)? □ si □ no Bienestar animal 71. Descornado □ si □ no 72. Corte de cola □ si □ no 73. Castración de terneros □ si □ no 74. Animales sujetos □ si □ no 75. Lesiones en piel: □ si □ no 76. Condición corporal adecuada: □ si □ no Producción animal 77. Nº partos (año): 78. Nº de terneros de acabado (año): 79. Nº de terneros vendidos para otra explotación: Análisis de control 80. ¿Análisis de alimento? □ si □ no ¿Donde? 81. Origen del agua? □ traída □ pozo 82. ¿Análisis del agua? □ si □ no ¿Donde? 83. ¿Análisis de suelo? □ si □ no ¿Donde? 84. ¿Análisis de control de enfermedades? □ si □ no ¿Donde? 85. ¿Análisis coprológicos? □ si □ no ¿Donde? Opinión del ganadero 86. ¿Cuál ha sido el motivo principal que le ha llevado a cambiar al sistema ecológico? 87. ¿Dónde considera que se encuentra la mayor dificultad para el progreso de su granja? Observaciones Información registrada del libro de medicamentos de la explotación Fecha Diagnóstico Medicamento Duración Tiempo supresión Nºcrotal Nº Trat. Antibióticos/año Capítulo I 122 López Alonso, M., Benedito, J.L., Miranda, M., Castillo, C., Hernández, J., Shore, R.F. (2000). Arsenic, cadmium, lead, copper and zinc in cattle from Galicia, Spain. Sci. Total Environ. 246: 237-248. López Alonso, M., Benedito, J.L., Miranda, M., Castillo, C., Hernández, J., Shore, R.F. (2002). Contribution of cattle products to dietary intake of trace and toxic elements in Galicia, Spain. Food Addit. Contam. 19: 533-541. López-López, T.J., Alvarez-Piñeiro, M.E., Lage-Yusty, M.A., Simal-Lozano, J. (2001). PCBs in three predatory birds from Galicia (NW Spain). Bull. Environ. Contam. Toxicol. 66: 497-503. Lorber, M., Cleverly, D., Schaum, J., Phillips, L., Schweer, G., Leighton, T. (1994). Development and validation of an air-to-beef food chain model for dioxin-like compounds. Sci. Total Environ. 156: 39-65. Sharma, V., Wadhwa, B.K., Stan, H.J. (2005). Multiresidue analysis of pesticides in animal feed concentrate. Bull. Environ. Toxicol. 74: 342-349. Sharpe, R.T., Livesey, C.T. (2005). Surveillance of suspect animal toxicoses with potential food safety implications in England and Wales between 1990 and 2002. Vec. Rec. 157: 465-469. Shore, R.F., Rattner, B.A. (2001). Ecotoxicology of wild animals. Shore, R.F., Rattner, B.A. (Eds.). John Wiley and Sons Ltd. Chichester, UK. pp.1-37. Shore, R.F., Casulli, A., Bologov, V., Wienburg, C.L., Afsar, A., Toyne, P., Dell´Omo, G. (2001). Organochlorine pesticide, polychlorinated biphenil and heavy metal concentrations in wolves (Canis lupus, L. 1758) from north-west Russia. Sci. Tot. Environ. 280: 45-54. Skwarzec, B., Prucnal, M. (2007). Accumulation of polonium 210Po in tissues and organs of deer carvidae from Northern Poland. J. Environ. Sci. Health, Part B 42: 335-341. Resultados y discusión 123 Tabla 1. Número de hígados de terneros de Galicia (n= 72) con concentraciones de organoclorados (OC) y policlorados bifenilos (PCB) y resumen estadístico para las concentraciones detectadas (ng/g peso fresco) HEOD PCB 29 PCB 141 PCB 153 PCB 183 PCB 189 ∑PCB Muestras detectadas 56 1 6 7 1 1 13 MG (± ES) 13.8±1.07 3.86 (-) 8.48±1.14 13.8±1.43 12.1 (-) 4.19 (-) 16.9±8.90 Mediana 13.7 3.86 8.89 15.3 12.1 4.19 8.90 Q1-Q3 9.05-21.5 - 5.9-11.9 5.66-23.9 - - 5.86-23.7 Rango 4.12-45.8 - 5.31-12.4 5.42-71.5 - - 5.31-71.5 MG=Media Geométrica ES= Error estándar de la media Q1-Q3= Rango intercuartílico. Los restantes compuestos estudiados no se detectaron en ninguna muestra. Tabla 2. Número total de hígados de terneros de Asturias (n= 29) con concentraciones detectadas de organoclorados (OC) y policlorados bifenilos (PCB) y resumen estadístico para las concentraciones detectadas (ng/g peso fresco) HEOD TDE PCB 138 PCB 141 PCB 153 ∑PCB Muestras detectadas 14 1 1 7 2 10 MG (± ES) 19.7±2.77 5.78 (-) 4.35 (-) 10.2±1.20 10.5 (-) 9.69±1.33 Mediana 18.7 5.78 4.35 9.57 10.5 8.66 Q1-Q3 12.8-24.6 - - 7.34-10.5 - 6.04-11.7 Rango 3.48-44.1 - - 5.39-18.5 6.15-14.9 5.39-18.5 MG=Media Geométrica ES= Error estándar de la media Q1-Q3= Rango intercuartílico. Los restantes compuestos estudiados no se detectaron en ninguna muestra. Capítulo I 124 Figura 1. Concentración hepática de PCB 141 representada frente a la distancia—relación significativa mediante análisis de regresión lineal (F(1,7)=22.314, p=0.005) (muestras <LD no incluidas). Figura 2. Media geométrica ± ES para HEOD en terneros cruce de granja intensiva (C INT), de granja extensiva (C EXT), y en terneros de Rubia Gallega de granja intensiva (RG INT) y de granja extensiva (RG EXT). 20 0 20406080 0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 0 20406080 distancia (km) PCB 141 (ng/g) hígado 20 0 20406080 0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 0 20406080 distancia (km) 20 0 20406080 0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 0 20406080 distancia (km) PCB 141 (ng/g) hígado Log HEOD (ng/g) hígado C INT C EXT 0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 C INT C EXT 0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 C INT C EXT 0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 C INT C EXT RG INT RG EXT 0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 raza/tipo de granja C INT C EXT 0.0 0.5 Log HEOD (ng/g) hígado C INT C EXT 0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 C INT C EXT 0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 C INT C EXT 0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 C INT C EXT RG INT RG EXT 0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 raza/tipo de granja C INT C EXT 0.0 0.5 Resultados y discusión 125 Capítulo II Influencia del tipo de explotación (ecológica, intensiva y convencional) sobre la acumulación de metales tóxicos en terneros Las actividades antropogénicas asociadas a la industria (minería, emisiones, refinería de metales) y a la agricultura (aplicación de fertilizantes minerales, aguas de escorrentía, compuestos químicos que contienen plomo, pesticidas arsenicales) pueden contaminar el medio ambiente con metales tóxicos y metaloides (Brouwere et al., 2004; Nordberg et al., 2007). Estos insumos, junto con fuentes naturales de origen geológico, determinan de gran manera la distribución de metales tóxicos en los terrenos agrícolas y de esa forma afectan consecuentemente a la asimilación de metales por el ganado. Sin embargo, la medida en la que afecta la exposición a metales tóxicos en el medio ambiente al ganado variará con las prácticas ganaderas aplicadas. En las granjas intensivas, una proporción significativa de la dieta está compuesta por concentrados que pueden incluir harinas de pescado y plumas, que constituyen una fuente significativa de metil-mercurio (Plummer y Bartlett, 1975; Jorhem et al., 1991). Los animales permanecen la mayor parte del tiempo o totalmente en las instalaciones de manera que no es probable que se vean afectados por la contaminación por pastos locales. Por el contrario, los animales bajo un manejo convencional y ecológico son alimentados predominantemente con forraje local (mayoritariamente pastoreo junto con heno recolectado en la zona) y a menudo bajo un sistema de manejo en extensivo. La producción de vacuno de carne es la actividad agraria más importante en el NO de España (MAPA, 2007). En esta región, la forma de producción convencional (que ha sido la tradicional) está integrada por pequeñas granjas, que poseen de recursos propios para la alimentación del ganado dependiendo de cultivos locales. A partir de los años 80, la producción de ganado vacuno comenzó a desarrollarse en granjas especializadas, donde el pienso importado o comprado es ofrecido a los animales para promover su rápido crecimiento y ganancia de peso; estos cambios, de un sistema convencional a un sistema de producción industrial intensivo se asocian a un enorme aumento de la producción animal. En los últimos años, sin embargo, en respuesta quizás a las preocupaciones sobre cuestiones éticas y sanitarias relacionadas con los métodos de las granjas intensivas y, en algunos casos, asociadas a los escándalos alimentarios (Cunningham, 2003; Hodges, 2003), se ha observado un aumento en el número de granjas ecológicas en esta región. En la mayoría de los casos estas granjas ecológicas proceden de granjas convencionales que han adaptado sus prácticas de acuerdo a los requerimientos establecidos para alcanzar el “estatus” de ecológico (CEE 1804/1999). Así que, sobre todo en el NO de España, existe un grupo de granjas con diferentes prácticas de manejo, algunas de las Capítulo II 126 cuales podrían afectar probablemente a la exposición del ganado vacuno a los metales tóxicos. Estudios previos llevados a cabo en el NO de España han demostrado que la acumulación de metales tóxicos por el ganado vacuno pueden verse influenciada por las concentraciones de metales en el suelo y las deposiciones atmosféricas de metales pesados (López Alonso et al., 2000; 2003a). Sin embargo, estos estudios fueron conducidos solamente en animales procedentes de granjas convencionales de Galicia, de manera que no se pudo evaluar si estos factores eran igualmente tan importantes para otros sistemas de explotación. El objetivo del presente estudio fue determinar como la acumulación de arsénico, cadmio, mercurio y plomo en ganado vacuno de carne en el NO de España varía entre diferentes granjas (incluyendo granjas con prácticas de manejo intensivas, convencionales y ecológicas) y cuales podrían ser los factores más importantes que afectan a la exposición de metales tóxicos a través de los tipos de explotación existentes en el NO de España. Material y Métodos Selección de las granjas Las prácticas ganaderas en las granjas intensivas de vacuno de carne en el NO de España están altamente estandarizadas. El mayor componente de la ración (70-90%) lo constituye un concentrado importado y el resto de la ración está constituida por forraje local o bien se importa; el ganado vacuno se cría en estabulación permanente. Por el contrario, las prácticas ganaderas de las granjas convencionales y ecológicas son más variables. Aunque la ración está compuesta principalmente (50-90%) por leche materna y forraje local (pasto fresco o heno), el resto de la dieta se completa con concentrado comercial. Los terneros se crían en un sistema de estabulación permanente, extensivo o semiextensivo. Las muestras fueron obtenidas de terneros procedentes de granjas situadas en las localidades de Baralla (latitud 42º52´, longitud 7º23´), Montederramo (latitud 42º16´, longitud 7º30´) y Vilalba (latitud 43º18´, longitud 7º40´) en Galicia. En cada localidad, se recogieron muestras de animales que procedían de una granja ecológica, una convencional y una intensiva del mismo vecindario. La información detallada de las diferentes granjas seleccionadas, incluyendo prácticas de alimentación y de manejo se presenta en la Tabla 1. Todos los componentes de la dieta fueron acordes a prácticas y normativa características de cada sistema (CEE 1804/1999; CEE 183/2005). No se registró en las granjas ningún medicamento veterinario que presentara mercurio o arsénico en su composición (fungicidas, antiparasitarios). Recogida de las muestras Las muestras de tejidos (hígado y riñón) se recogieron en el momento de sacrificio del animal (cuando su edad oscilaba entre 7 y 10 meses) entre el verano y otoño del 2003. Las muestras, de alrededor de 200 g se tomaron del lóbulo caudatum en el hígado y la mitad anterior del riñón derecho (incluyendo corteza y médula para asegurar que la muestra fuese representativa de todo el órgano). Las muestras se recogieron en bolsas de Resultados y discusión 127 propileno, y se transportaron al laboratorio donde se congelaron a -18 ºC hasta su posterior análisis laboratorial. Las muestras de suelo y alimento (concentrado y forraje producido localmente) fueron recogidas de cada granja con la excepción de la granja intensiva de Montederramo, porque todo el forraje tenía un origen comercial. Las muestras de suelo y forraje se obtuvieron de las principales fincas de cada granja en junio del 2003. Las muestras de suelo se constituyeron a partir de 5 réplicas de suelo (primeros 15 cm desde la superficie del suelo) empleado áreas de muestreo de 1x1 m2 en múltiples fincas las cuales se mezclaron en una única muestra final. Las muestras de concentrado (100% comprado en todas las granjas) fueron directamente recogidas en cada granja de acuerdo a la normativa estandarizada de recogida y análisis de muestras de alimentos para animales (CEE 2005/6). Análisis de las muestras Se digirieron aproximadamente 2-g de muestra en 5 ml de ácido nítrico concentrado (Suprapur grade, Merck) y 2 ml de 30% p/v peróxido de hidrógeno en un sistema de digestión en microondas (Milestone, Ethos Plus, Italia). Las muestras digeridas se transfirieron a tubos de propileno y se diluyeron con agua ultrapura hasta 25 ml. Arsénico, cadmio, mercurio y plomo se determinaron mediante Espectroscopía de Masas con Fuente de Plasma Acoplado (ICP-MS; VGElemental PlasmaQuad SOption). Durante todo el estudio se realizó un exhaustivo programa de control de calidad analítica. Los límites de detección en la digestión ácida se calcularon como tres veces la desviación estándar de los blancos y fueron 1.0 (As), 0.1 (Cd), 0.2 (Hg) y 0.3 (Pb) μg/l. Los límites de cuantificación, expresados como la concentración de cada analito en el tejido, se calcularon a partir del peso medio y volumen analizado. La recuperación analítica se determinó a partir del material de referencia (Pig kidney CRM 186, BCR Reference Materials, Bélgica) analizado junto a las muestras. Las concentraciones medias ± DS (μg/kg) en base de materia seca (valores certificados entre paréntesis) fueron 69±6 (63±9,) para As, 2711±122 (2710±150) para Cd, 1852±111 (1970±40) para Hg y 318±41 (306±11) para Pb. La precisión del método analítico se calculó como la desviación estándar relativa (DSR) de las concentraciones de los metales en 10 digestiones de la misma muestra fue 8.4% (As), 4.4% (Cd), 3.2% (Hg) y 10.2 % (Pb). Un pool de muestras de suelo, forraje y concentrado de cada granja fue secado en horno (60ºC), mezclado y molido (con filtros de 0.5 mm de diámetro). Una submuestra de 0.5 g fue digerida por triplicado en ácido (3 ml de ácido nítrico concentrado y 6 ml de ácido clorhídrico para el suelo, 8 ml de ácido nítrico concentrado y 2 ml 30% peróxido de nitrógeno para el forraje y concentrado en un sistema de digestión de microondas. Las digestiones fueron realizadas mediante Espectroscopía de Emisión con Fuente de Plasma Acoplado (ICP-MS; Perkin Elmer Optima 4300 DV). Los límites de detección de las digestiones ácidas fueron 1.0 (As), 0.3 (Cd), 1.1 (Hg) y 0.4 (Pb) μg/l para suelos y 1.1 (As), 0.15 (Cd), 1.0 (Hg) y 2.4 (Pb) μg/l para alimentos. La recuperación analítica, se determinó con materiales de referencia certificados (Forest Soil ISE 985; Barley IPE 548; Grass ISE 686; Wepal Reference Materials, Universidad de Wageningen) y se situaron entre un 76% y 123%. Capítulo II 128 Análisis estadístico Todos los análisis estadísticos fueron realizados empleando el programa SPSS para Windows (v.15.0). Para calcular la concentración media de los metales en los diferentes tejidos, a las muestras con niveles por debajo del límite de detección se les asignó un valor igual a la mitad del límite de cuantificación. La distribución normal de los datos fue comprobada mediante el test de Kolmogorov-Smirnov. En general, todas las muestras de hígado y riñón no presentaban una distribución normal y se transformaron logarítmicamente antes del análisis, así que las concentraciones medias de arsénico, cadmio, mercurio y plomo en hígado y riñón se muestran como medias geométricas. El Análisis de la Varianza y el test post-hoc de Tukey´s honest para diferencias significativas (HSD) fueron empleados para evaluar las variaciones en las concentraciones de metales tóxicos entre las granjas. Las diferencias entre las concentraciones tisulares de metales entre hígado y riñón fueron evaluadas mediante la prueba T para muestras relacionadas y las correlaciones intratisulares entre metales tóxicos fueron calculadas mediante correlaciones de Spearman. El análisis de Regresión de pasos hacia atrás se empleó para analizar la relación entre la concentración de metales traza en tejido animal, suelo y alimento. Para todos los casos la significación estadística se consideró con p<0.05. Resultados Concentraciones en tejido animal Las concentraciones de metales tóxicos en ganado vacuno de las diferentes granjas se presenta en la Figura 1 y los resultados del Análisis de Varianza realizado para determinar si hubo una variación significativa entre las granjas se presenta en la Tabla 2. Las concentraciones de arsénico en los tejidos de los terneros en este estudio varían entre niveles no detectados y 103 µg/kg peso fresco. Las concentraciones de arsénico en hígado fueron significativamente superiores a las observadas en riñón (t(117)=9.178, p=0.000, n= 118) y las concentraciones tisulares de arsénico varían significativamente entre granjas (Figura 1; Tabla 2), aunque se observó mayor variabilidad entre granjas a nivel renal más que a nivel hepático. Sobre todo, los residuos de arsénico tienden a ser más altos en los terneros procedentes de Montederramo comparados con las otras regiones tanto en hígado (23-29% superiores) como en riñón (58-60% superiores; Figura 1). No se observó un patrón obvio entre las granjas en la acumulación tisular de arsénico con diferentes prácticas de manejo (Figura 1), y aunque la variabilidad intra-granja en las concentraciones de As tiende a ser más baja en las granjas intensivas, no se observó en riñón para el arsénico (Figura 2). El ratio de acumulación de arsénico hígado:riñón fue significativamen-te superior (F2,117= 4.437, p=0.014) en terneros de granjas intensivas (3.29) que ecológicas (2.00) y convencionales (2.11). Las concentraciones de cadmio en los terneros en hígado y riñón se situaron entre niveles no detectados y 189 µg/kg peso fresco, y fueron significativamente superiores (por encima de 2 veces) en riñón que en hígado (t(117)=-10.051, p=0.000 n= 118). Con la excepción de las concentraciones de cadmio en hígado de los terneros de Montederramo, los terneros procedentes de las granjas ecológicas presentaron los residuos de cadmio más altos de los encontrados en las granjas de la misma región. La diferencia en los residuos de cadmio Resultados y discusión 129 en riñón de los terneros ecológicos en comparación con terneros de las granjas intensivas fue especialmente marcada (41-64% superiores; Figura 1). Las concentraciones de cadmio en riñón parecen ser más variables en las granjas convencionales (Figura 2). El ratio de acumulación de cadmio hígado:riñón fue significativamente superior (F2,117=31.076, p=0.000) en terneros intensivos (0.715) que ecológicos (0.376) y convencionales (0.486). Una gran proporción de hígados de los terneros del estudio no contenían cantidades detectables de mercurio (78%) y en la mayoría de los casos que presentaban niveles detectables, las concentraciones estaban próximas al límite de cuantificación (1-2 μg/kg). Las concentraciones de mercurio en los terneros fueron significativamente mayores en el riñón (t(117)=-10.074, p=0.000 n= 118) y los residuos de mercurio tendieron a ser superiores en las granjas de Vilalba (12-36% superiores que las concentraciones medias de las otras regiones) aunque no difirieron significativamente entre regiones entre las granjas con el mismo tipo de explotación. Las concentraciones de plomo en terneros de nuestro estudio se situaron entre 4.11 y 220 µg/kg peso fresco y las concentraciones fueron dos veces superiores en riñón que en hígado (t(117)=-6.850, p=0.000 n= 118). Se observaron mayores residuos (del doble) observados en terneros de Montederramo comparado con las otras zonas (Figura 1) pero no se observó ningún patrón evidente entre granjas con diferente manejo. Los resultados de las correlaciones entre las concentraciones de metales tóxicos en los tejidos de los terneros de nuestro estudio se presentan en la Tabla 3. Las asociaciones significativas positivas fueron encontradas entre arsénico y plomo en hígado y riñón, y entre arsénico y cadmio en riñón. Concentraciones en suelo y alimentos Las concentraciones de metales tóxicos en el suelo procedentes de las diferentes granjas se presentan en la Tabla 4. Las concentraciones de mercurio se encontraron por debajo del límite de detección para todas las muestras. Para los otros elementos, las concentraciones de lo suelos fueron similares en los tres tipos de granjas en cada zona, aunque, y en general se observó una tendencia de disminución en las concentraciones de metales en suelos de las granjas ecológicas comparadas con las convencionales e intensivas. Las concentraciones de arsénico en el suelo en Vilalba tendieron a ser más bajas que en los otros distritos. Las concentraciones de metales tóxicos en los alimentos (forraje y concentrado) se presentan en la Tabla 5. Todas las muestras de forrajes presentaron niveles de mercurio por debajo del límite de detección. Para los otros metales tóxicos, las concentraciones de forraje local mostraron una mayor variación entre granjas que en los suelos. No existe un patrón obvio en los residuos de metales por zona o prácticas de manejo, aunque se observó una tendencia de menores concentraciones de metales tóxicos en concentrados en las granjas ecológicas (en Montederramo y Vilalba) que mostraron las concentraciones más bajas medidas en los concentrados en este estudio, los niveles de metales tóxicos tendieron a ser similares para concentrados empleados en las granjas convencionales e intensivas. En general, y con la excepción de las granjas ecológicas de Montederramo y Vilalba, los residuos en los concentrados tendieron a ser mayores que en los forrajes locales, mientras que los residuos de plomo tendieron a ser mayores en los forrajes locales. Capítulo II 130 Relación entre concentraciones en suelo, alimento y tejidos animales Los resultados del modelo de regresión con pasos hacia atrás para analizar la relación entre las concentraciones entre los suelos, concentrados, forrajes y proporción de concentrado en la dieta (como índice del grado de manejo extensivo con acceso a pasto local) en las concentraciones tisulares de terneros de nuestro estudio se presenta en la Tabla 6. Los análisis se obtuvieron con las medias de cada parámetro en cada granja. Ni las concentraciones de metales tóxicos en los suelos ni las concentraciones en los concentrados mostraron significación (p>0.1 en todos los casos) en los modelos. La proporción de concentrado en la ración presentó una relación inversamente proporcional con la concentración de arsénico y cadmio en el riñón, siendo un factor significativo en el modelo estadístico que explicó un 63 y 55% de la variabilidad respectivamente (Figura 3), en el hígado, se encontró un patrón similar aunque sin significación. Para el arsénico en el riñón, la inclusión de la variable arsénico en forraje mejora ligeramente el modelo, pero no fue un elemento significativo en el análisis. La proporción de concentrado en la ración resultó ser también importante para explicar la asimilación de mercurio, con una relación inversa entre la proporción de concentrado y la concentración de mercurio en el hígado (Figura 3), explicando el 80% de la variabilidad de los residuos de mercurio entre las granjas. Así mismo, de igual forma se observó una asociación negativa (R2= 0.822, F1,7=32.308, p=0.001) entre la proporción de concentrado en la ración y el porcentaje de terneros con concentraciones de mercurio detectado en hígado (Figura 4). Discusión En general, las concentraciones de metales tóxicos en los terneros de nuestro estudio fueron bajas y similares a las concentraciones de ganado vacuno en zonas rurales descritas a nivel mundial (para revisión véase López- Alonso et al., 2000; 2003a). Ninguna de las muestras en hígado y riñón excedió los límites establecidos para productos de origen animal por la Unión Europea (CEE 1881/2006). Nuestros resultados con bajas concen-traciones de metales tóxicos están en consonancia con las bajas concentraciones de metales tóxicos descritos en los suelos de Galicia (véase también Kabata Pendias y Pendias, 2001) y en las dietas ingeridas por los terneros. Las concentraciones de metales en las dietas de los terneros de Galicia detectadas están generalmente dentro de la cola del rango de residuos de metales para alimentos para rumiantes establecido en Europa (EFSA, 2004a,b; 2005) y, en todos los casos, fueron muy bajos en relación a los niveles máximos establecidos para materias primas en alimentación (CEE 2002/32). Se ha constatado fehacientemente que en zonas rurales y en áreas con una baja polución relativa, la dieta constituye la principal fuente de exposición de metales para animales (Nordberg et al., 2007), así que la variación entre las concentraciones de metales tóxicos entre las granjas de ganado vacuno de nuestro estudio podría esperarse que estuvieran relacionadas con las concentraciones de metales tóxicos en la dieta (forraje y concentrado) por lo que se evaluó estadísticamente. Debido a que las prácticas de las granjas varían entre los sistemas ecológicos, convencionales e intensivos (por ejemplo, en las granjas ecológicas existen restricciones en el empleo de fertilizantes químicos y purines, así como en la suplementación mineral de los concentrados), de manera que las concentraciones de metales tóxicos en los alimentos destinados a los animales, y de ese modo en los Resultados y discusión 131 animales, podrían ser menores en animales de las granjas ecológicas, particularmente si se compara con las granjas intensivas. No fue posible incluir un número estadístico más potente del número de granjas con diferentes prácticas de manejo en nuestro estudio y no se pudo evaluar estadísticamente esta hipótesis. Sin embargo, se exploró si existía alguna evidencia cualitativa en nuestros datos que refleje diferencias en las concentraciones de metales tóxicos en el suelo, forraje y concentraciones en los animales las cuales podrían estar relacionadas con las prácticas de manejo. En relación a cómo varían las concentraciones de metales tóxicos en el suelo y en la dieta de los animales entre las granjas, en nuestro estudio los suelos de las granjas ecológicas fueron generalmente más bajos que los de las granjas convencionales e intensivas de la misma zona a pesar de los cortos periodos de conversión de las granjas ecológicas de nuestro estudio (2 años antes del experimento). Aunque esta tendencia no fue acompañada por una disminución de las concentraciones de metales tóxicos en el forraje de las granjas ecológicas (véase Jorhem y Slanina, 2000) quizás porque las concentraciones de metales tóxicos en las plantas no están directamente relacionadas con el contenido del metal en el suelo, la ingesta del metal tóxico en las plantas está afectada específicamente por la fracción mineral que existe en el suelo, el contenido de materia orgánica, la permeabilidad de los suelos y las propiedades químicas principalmente pH (Jorhem y Slanina, 2000; Wilkinson et al., 2003). Además, la concentración de metales tóxicos aparente mayor en algunos forrajes comparado con los concentrados resulta generalmente de contaminaciones falsas más que la presencia de metales tóxicos en sí en las materias vegetales (EFSA, 2004a,b; 2005), a menudo se produce por el uso de fertilizantes químicos o purín que contienen concentraciones elevadas de metales, o procede directamente de la contaminación del suelo. En nuestro estudio los concentrados no se produjeron localmente en ninguna granja. A pesar de esto, las concentraciones de metales tóxicos tendieron a ser las más bajas en los concentrados empleados en las granjas ecológicas. Y ello debe ser así por la prohibición de suplementación mineral en los concentrados ecológicos (IFOAM, 2002) que están considerados como una de las mayores fuentes de metales tóxicos para el ganado (EFSA, 2004a,b). Sin embargo, mientras que se detectaron diferencias significativas en las concentraciones de metales tóxicos en terneros de las diferentes granjas en Galicia, las concentraciones de metales tóxicos en los forrajes y concentrados no explican esta variación significativa. Por el contrario, terneros bajo un manejo ecológico presentaron los mayores niveles de residuos de cadmio que los animales bajo un manejo convencional e intensivo en la misma zona, a pesar de tener concentraciones similares o incluso menores en la dieta. Diferentes resultados fueron registrados en estudios previos en Suecia donde Olsson et al. (2001) observaron residuos de cadmio significativamente menores en vacas de sistemas ecológicos que en vacas de sistemas convencionales a nivel renal y a nivel hepático; sin embargo, los animales de ambos sistemas estaban estabulados y no pastaban resultando por tanto un estudio con condiciones diferentes al presente Capítulo. La acumulación de arsénico en riñón y cadmio y mercurio en hígado en el ganado vacuno de nuestro estudio fue inversamente dependiente de la proporción de concentrado en la ración: mayores niveles de residuos de metales tóxicos fueron generalmente encontrados en terneros que pastaban. Gustafson et al. (2007) de igual forma, en un experimento conducido en Suecia también atribuyeron que las diferencias observadas en las Capítulo II 138 Tabla 2. Resultados del ANOVA mostrando las diferencias en la acumulación de metales tóxicos en granjas en hígado y riñón en terneros en nuestro estudio Hígado Riñón As F(8,119)=7.622 p=0.000 F(8,118)=13.97 p=0.000 Cd F(8,119)=11.32 p=0.000 F(8,118)=7.686 p=0.000 Hg F(8,119)=1.877 p=0.071 F(8,118)=4.423 p=0.000 Pb F(8,119)=2.273 p=0.027 F(8,118)=8.576 p=0.000 Tabla 3. Correlaciones entre concentraciones entre metales tóxicos en tejidos en terneros en nuestro estudio (n=118) empleando el coeficiente de correlación de Spearman´s. Sólo se muestran las asociaciones significativas Tejido Elementos Rs coeficiente p Hígado As-Pb 0.208 0.020 Riñón As-Cd 0.232 0.011 As-Pb 0.321 0.000 Tabla 4. Concentraciones de metales tóxicos en suelo en este estudio (μg/kg) BI BE BC MI ME MC VI VE VC As 19428 16488 24417 * 33542 10219 8430 4972 7578 Cd 106 149 147 * 164 185 159 220 216 Hg ND ND ND * ND ND ND ND ND Pb 14194 11569 22802 * 12571 14269 17033 13058 15216 * suelo de MI no muestreado. Resultados y discusión 139 Tabla 5. Concentraciones de metales tóxicos en alimentos (concentrado y forraje μg/kg MS) en las granjas de nuestro estudio BI BO BC MI MO MC VI VO VC Concentrado As 378 243 148 104 71 203 197 27 198 Cd 46 201 120 200 23 35 47 62 97 Hg ND ND ND ND ND ND ND ND ND Pb 447 362 214 329 177 282 263 162 486 Forraje local As 27 50 103 * 125 62 80 41 27 Cd 45 35 39 * 51 32 68 65 43 Hg ND ND ND * ND ND ND ND ND Pb 709 178 360 * 611 377 1863 794 281 * forraje de MI no muestreado. Tabla 6. Resumen del modelo de regresión (análisis múltiple de pasos hacia atrás) para el estudio de la influencia de las concentraciones de metales tóxicos en suelos, concentrados, forrajes y proporción de concentrado en la ración en las concentraciones tisulares. Sólo se presentan las significaciones estadísticas del modelo Variable dependiente Variable independiente R2 F P Coeficiente t p As riñón As forraje 0.780 F(2,7)=5.775 0.050 As forraje 1.019 0.355 prop. concentrado prop. concentrado -2.436 0.059 prop. concentrado 0.635 F(1,7)=10.442 0.018 prop. concentrado -3.231 0.018 Cd riñon prop. concentrado 0.557 F(1,7)=7.608 0.033 prop. concentrado -2.758 0.033 Hg hígado prop. concentrado 0.806 F(1,7)=24.446 0.002 prop. concentrado -4.995 0.002 Capítulo II 140 Figura 1. Gráfico de barras mostrando las concentraciones de metales tóxicos en hígado y riñón (en peso fresco) (expresadas con medias geométricas y error geométrico estándar) en las granjas de nuestro estudio. Las líneas que cruzan representan grupos de pares de granjas sin significación estadística a p<0.05. Las abreviaturas de las granjas como siguen: B: Baralla, M: Montederramo, V: Vilalba, C: Convencional, E: Ecológica, I: Intensiva. As (µg/kg) hígado 0 10 20 30 40 50 60 70 BE MC BI VC VE VI BC ME MI As (µg/kg) riñón 0 10 20 30 40 50 60 BI VI BC VE VC BE MC MI ME Cd (µg/kg) hígado 0 5 10 15 20 25 30 35 BC VI VC MC ME VE BI MI BE Cd (µg/kg) riñón 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 VI BC BI MI MC VC VE ME BE Pb (µg/kg) hígado 0 5 10 15 20 25 30 35 40 BC VE BI VC BE VI MC ME MI Pb (µg/kg) riñón 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 VE BC BE VI VC BI MC ME MI Hg (µg/kg) hígado 0.5 1.5 2.5 0 1 2 3 BI VI MI VC MC BE BC VE ME Hg (µg/kg) riñón 0 1 2 3 4 5 6 BI ME MC BC MI VC BE VI VE As (µg/kg) hígado 0 10 20 30 40 50 60 70 BE MC BI VC VE VI BC ME MI 0 10 20 30 40 50 60 70 BE MC BI VC VE VI BC ME MI As (µg/kg) riñón 0 10 20 30 40 50 60 BI VI BC VE VC BE MC MI ME Cd (µg/kg) hígado 0 5 10 15 20 25 30 35 BC VI VC MC ME VE BI MI BE 0 5 10 15 20 25 30 35 BC VI VC MC ME VE BI MI BE Cd (µg/kg) riñón 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 VI BC BI MI MC VC VE ME BE Pb (µg/kg) hígado 0 5 10 15 20 25 30 35 40 BC VE BI VC BE VI MC ME MI 0 5 10 15 20 25 30 35 40 BC VE BI VC BE VI MC ME MI Pb (µg/kg) riñón 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 VE BC BE VI VC BI MC ME MI Hg (µg/kg) hígado 0.5 1.5 2.5 0 1 2 3 BI VI MI VC MC BE BC VE ME 0 1 2 3 BI VI MI VC MC BE BC VE ME Hg (µg/kg) riñón 0 1 2 3 4 5 6 BI ME MC BC MI VC BE VI VE Resultados y discusión 141 Figura 2. Coeficiente de variación de las concentraciones de metales tóxicos en hígado y riñón en las granjas consideradas en este estudio. Las abreviaturas de las granjas como siguen: B: Baralla, M: Montederramo, V: Vilalba, C: Convencional, E: Ecológica, I: Intensiva. 0 102030405060 VE VI VC ME MI MC BE BI BC 020406080 VE VI VC ME MI MC BE BI BC 01020304050 VE VI VC ME MI MC BE BI BC 0 20406080100 VE VI VC ME MI MC BE BI BC 020406080100 VE VI VC MO MI MC BE BI BC 020406080 VE VI VC ME MI MC BE BI BC 0 50 100 150 200 VE VI VC ME MI MC BE BI BC 0 50 100 150 200 VE VI VC ME MI MC BE BI BC Hígado As Riñón As Hígado Cd Riñón Cd Hígado Hg Riñón Hg Hígado Pb Riñón Pb 0 102030405060 VE VI VC ME MI MC BE BI BC 020406080 VE VI VC ME MI MC BE BI BC 01020304050 VE VI VC ME MI MC BE BI BC 0 20406080100 VE VI VC ME MI MC BE BI BC 020406080100 VE VI VC MO MI MC BE BI BC 020406080 VE VI VC ME MI MC BE BI BC 0 50 100 150 200 VE VI VC ME MI MC BE BI BC 0 50 100 150 200 VE VI VC ME MI MC BE BI BC Hígado As Riñón As Hígado Cd Riñón Cd Hígado Hg Riñón Hg Hígado Pb Riñón Pb Capítulo II 142 Figura 3. Gráfico de dispersión mostrando la relación entre las concentraciones de metales tóxicos en los terneros (en peso fresco) y la proporción de concentrado en la dieta en las granjas de nuestro estudio. Las abreviaturas de las granjas como siguen: B: Baralla, M: Montederramo, V: Vilalba, C: Convencional, E: Ecológica, I: Intensiva. As hígado (μg/kg) 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 20 30 40 50 60 A A A A A AA AABI BE BC MI ME MC VI VE VC As riñón (μg/kg) 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 0 10 20 30 40 50 A A A A A A A A A BI BE BC MI ME MC VI VE VC Cdh ígado (μg/kg) 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 10 15 20 25 30 35 A A A A AA A AABI BE BC MI ME MC VI VE VC Cdr iñón (μg/kg) 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 0 20 40 60 80 100 A A A A A A A AA BI BE BC MI ME MC VI VE VC Hgh ígado (μg/kg) 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 1.2 1.4 1.6 1.8 2.0 2.2 A AA A A A A A A BI BE BC MI ME MC VI VE VC Proporción de concentrado en la dieta Hgriñón (μg/kg) 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 1 2 3 4 5 A A A A AA A A A BI BE BC MI ME MC VI VE VC 2.4 As hígado (μg/kg) 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 20 30 40 50 60 A A A A A AA AABI BE BC MI ME MC VI VE VC As riñón (μg/kg) 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 0 10 20 30 40 50 A A A A A A A A A BI BE BC MI ME MC VI VE VC 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 0 10 20 30 40 50 A A A A A A A A A BI BE BC MI ME MC VI VE VC Cdh ígado (μg/kg) 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 10 15 20 25 30 35 A A A A AA A AABI BE BC MI ME MC VI VE VC Cdr iñón (μg/kg) 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 0 20 40 60 80 100 A A A A A A A AA BI BE BC MI ME MC VI VE VC 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 0 20 40 60 80 100 A A A A A A A AA BI BE BC MI ME MC VI VE VC Hgh ígado (μg/kg) 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 1.2 1.4 1.6 1.8 2.0 2.2 A AA A A A A A A BI BE BC MI ME MC VI VE VC Proporción de concentrado en la dieta Hgriñón (μg/kg) 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 1 2 3 4 5 A A A A AA A A A BI BE BC MI ME MC VI VE VC 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 1 2 3 4 5 A A A A AA A A A BI BE BC MI ME MC VI VE VC 2.4 Resultados y discusión 143 Figura 4. Gráfico de dispersión mostrando la relación entre la proporción de muestras con niveles de mercurio detectados en hígado y proporción de concentrado en la dieta en las granjas de nuestro estudio. Las abreviaturas de las granjas como siguen: B: Baralla, M: Montederramo, V: Vilalba, Convencional, E: Ecológica, I: Intensiva. Proporción concentrado en la dieta % Hgdetectados en hígado 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 0 10 20 30 40 50 60 A A A A A A A A A BI BE BC MI ME MC VI VE VC A Proporción concentrado en la dieta % Hgdetectados en hígado 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 0 10 20 30 40 50 60 A A A A A A A A A BI BE BC MI ME MC VI VE VC A Resultados y discusión 145 Capítulo III Influencia del tipo de granja (intensiva, ecológica y convencional) en el estatus de elementos traza en terneros El aumento de la intensificación de la producción animal, con el propósito de conseguir una elevada producción y bajos costes pero con la imposición de agentes estresantes ambientales en el animal ha desencadenado la creación de un sistema de producción ecológico alternativo cuyas prácticas ganaderas son conscientes de que el bienestar animal es una prioridad (Sundrum, 2001; Sehested et al., 2003). En este sentido, las granjas ecológicas están basadas en el respeto por las necesidades fisiológicas y por el comportamiento natural del ganado y en una alimentación con productos de buena calidad y cultivados de forma ecológica (IFOAM, 2002; Lund, 2006). Para conseguir estos objetivos, son posibles diferentes prácticas agronómicas, aunque en la mayoría de los casos las granjas ecológicas suponen un retorno a las prácticas ganaderas de las granjas tradicionales, convencionales en la misma región. Con respecto a los metales traza, son requeridos por los animales en cantidad suficiente en sus dietas para promover el crecimiento y mantener un grado óptimo de salud (Jondreville et al., 2003). En los sistemas intensivos, los suplementos minerales se incorporan en las dietas al concentrado y generalmente asegura que el animal esté recibiendo los minerales que requiere (Chládek y Zapletal, 2007). Estas raciones son a menudo formuladas con elevados márgenes de seguridad de manera que los nutrientes pueden exceder de forma extensa los requerimientos nutricionales. Sin embargo, los metales traza incluidos como suplementos minerales podrían causar efectos tóxicos en el animal a concentraciones por encima de las óptimas (Underwood y Suttle, 2002). Por ejemplo, la intoxicación crónica de cobre (Cu) en ganado vacuno ha sido asociada con una ingesta excesiva de Cu en el concentrado de la ración así como en cambios en el tipo y biodisponibilidad de los suplementos de Cu dietéticos (Galey et al., 1991; Laven et al., 2004). Además, los suplementos dietéticos a concentraciones superiores a los requerimientos aumentan de forma significativa las pérdidas de minerales en los excrementos del ganado vacuno, así que debería evitarse esta situación para prevenir posibles problemas ambientales asociados con los fenómenos de escorrentía o la aplicación de los excrementos en el suelo (Vasconcelos et al., 2006). Los sistemas convencionales y ecológicos, en contraste con el manejo en intensivo, suelen emplear generalmente forraje local o incluso de la propia granja, (principalmente pasto), como fuente principal de alimento para el animal. Este tipo de dieta puede estar asociada a con desequilibrios en la dieta incluyendo deficiencias minerales en áreas donde los suelos poseen un contenido mineral bajo o minerales con baja biodisponibilidad (Sundrum, 1997; Underwood y Suttle, 2002; Hayashida et al., 2004). Mientras que las deficiencias minerales Capítulo III 146 o nutricionales pueden ser corregidas con la suplementación del animal con concentrados en la dieta, en las granjas ecológicas la proporción de comida ecológica en la ración total tiene que alcanzar un 100% y un 60% debe ofrecerse como forraje de la propia granja además el uso de suplementos minerales está restringido. De manera que las prácticas de las granjas ecológicas deben ser altamente eficientes en el manejo del pasto (Kuusela y Khalili, 2002), y asegurar la calidad de la alimentación destinada a la alimentación animal ecológica si de ella depende que el ganado alcance una ingesta dietética equilibrada (Bard, 2006). En el NO de España, la producción de ganado vacuno de carne es la principal forma de producción agrícola (MAPA, 2007). En esta región el ganado vacuno fue producido de forma tradicional en pequeñas granjas, que proveían de recursos propios para la alimentación del ganado dependiendo de cultivos locales. A partir de los años 80, la producción animal comenzó a realizarse en granjas especializadas, donde el pienso importado o comprado es ofrecido a los animales con el objetivo de que los animales se desarrollen rápidamente; estos cambios, de un sistema tradicional/convencional a un sistema de producción industrial intensivo se asocian con un enorme aumento de la producción animal. En los últimos años, sin embargo, se ha observado en esta región, un aumento en el número de granjas ecológicas que en la mayoría de los casos estas granjas ecológicas proceden de granjas convencionales que sufren el proceso de adaptación de acuerdo a las restricciones de los sistemas de explotación ecológicos (CEE 1804/1999). Tales cambios en las prácticas ganaderas podrían afectar al estatus de los elementos traza del ganado vacuno en Galicia. La acumulación de metales traza por el ganado y los productos cárnicos en el NO de España ha sido investigado previamente y se han encontrado que varía con las propiedades químicas del suelo, la exposición coincidente de varios metales tóxicos, y con ciertas prácticas ganaderas tales como la dispersión de purín de cerdo (López Alonso et al., 2000; 2002a,b). Estos estudios están basados en vacuno procedente de granjas convencionales en Galicia y no se evaluó el tipo de variación en la exposición y asimilación probablemente resultante de las mayores diferencias dadas por las prácticas ganaderas. El objetivo del presente estudio fue determinar cómo las concentraciones de metales traza en ganado vacuno de carne en el NO de España varía entre granjas (que incluyen prácticas de manejo intensivas, ecológicas o convencionales) y determinar cuales son probablemente las mayores causas de dicha variación. Material y Métodos Selección de las granjas Las prácticas ganaderas están altamente especializadas en las granjas intensivas de vacuno de carne del NO de España. Básicamente la ración consiste en una dieta rica en concentrado importado/comprado (70-90%) y una baja proporción de forraje comprado (10-30%) de forraje en un manejo en estabulación permanente. Por el contrario, las granjas convencionales y ecológicas, se caracterizan por unas prácticas ganaderas más variables. Aunque la ración se basa en leche materna (50-90%) y pasto local (pastado o conservado como heno o fresco) el resto de la dieta se completa con concentrado Resultados y discusión 147 comercial. Los terneros se crían en sistemas de estabulación permanente, extensivo o semiextensivo. Las muestras se obtuvieron de ganado vacuno de las localidades de Baralla (latitud 42º52´, longitud 7º23´), Montederramo (latitud 42º16´, longitud 7º30´) y Vilalba (latitud 43º18´, longitud 7º40´). En cada localidad, las muestras se obtuvieron de animales procedentes de una granja ecológica, una convencional y una intensiva que estaban localizadas muy próximas entre sí, perteneciendo al mismo vecindario. La información detallada de las granjas seleccionadas, incluyendo prácticas de alimentación y de manejo se presenta en la Tabla 1. Todos los componentes de la dieta estaban en consonancia con las prácticas y normativa características de cada sistema (CEE 1804/1999; CEE 183/2005). Recogida de las muestras Las muestras de tejido animal (hígado y riñón) fueron recogidas en el momento de sacrificio de los animales (con edades comprendidas entre 7 y 10 meses) entre el verano y otoño del 2003. Las muestras de alrededor de 200 g se tomaron del lóbulo caudatum en el hígado y la mitad anterior del riñón derecho (incluyendo corteza y médula para asegurar que la muestra fuese representativa de todo el órgano. Las muestras se recogieron en bolsas de propileno, y se transportaron al laboratorio donde se congelaron a -18 ºC hasta su posterior análisis laboratorial. Las muestras de suelo y alimento (concentrado y forraje producido localmente) fueron recogidas de cada granja con la excepción de la granja intensiva de Montederramo, porque esta granja no tiene propiedad de tierras para la producción de forraje y su provisión es 100% comercial. Las muestras de suelo y forraje se obtuvieron de las principales fincas de cada granja realizando un procedimiento de recogida de muestras al azar en junio del 2003. Las muestras de suelo lo constituyen 5 réplicas de suelo (primeros 15 cm del suelo) mediante áreas de muestreo de 1x1 m2 en múltiples campos, las muestras se mezclaron en una única muestra final. Las muestras de concentrado fueron directamente recogidas en cada granja (100% comprado en todas las granjas) mediante un procedimiento de recogida de muestras estandarizado (CEE 2005/6). Análisis de las muestras Se digirieron aproximadamente 2-g de muestra de hígado y riñón en 5 ml de ácido nítrico concentrado (Suprapur grade) y 2 ml de 30% p/v peróxido de hidrógeno en un sistema de digestión en microondas (Milestone, Ethos Plus). Las muestras digeridas se transfirieron a tubos de propileno y se diluyeron con agua ultrapura hasta 25 ml. Las concentraciones de cobalto (Co), cromo (Cr), cobre (Cu), hierro (Fe), manganeso (Mn), molibdeno (Mo), niquel (Ni), selenio (Se), y zinc (Zn) se determinaron mediante Espectroscopía de Emisión con Fuente de Plasma Acoplado (ICP-MS; Perkin Elmer Optima 4300 DV) y Espectroscopía de Masas con Fuente de Plasma Acoplado (ICP-MS; VGElemental PlasmaQuad SOption). Durante todo el estudio se realizó un exhaustivo programa de control de calidad analítica. Los límites de detección en la digestión ácida se calcularon como tres veces la desviación estándar de los blancos (Tabla 2). Los límites de cuantificación, expresados como la concentración de cada analito en el tejido, se calcularon a partir del peso medio y volumen analizado. La recuperación analítica se determinó a partir del material de referencia (Pig kidney CRM 186, BCR Reference Materials, Bélgica) analizado junto con las muestras. Los resultados en este estudio se presentan en la Tabla 2 y son muy próximos a los valores Paper I 258 evidence that differences between farms in terms of their livestock management had any significant effect on pesticide accumulation by the calves. Acknowledgements This study was supported by the Xunta de Galicia (Spain) (PGIDT02RA6261001PR). I. B. P. is a recipient of a research fellowship (AP2003-3835) from the Ministry of Science of Spain. We thank all members of CEH Monks Wood, especially to Claire Wienburg for assistance with pesticide analysis. References Berende PM (1990) International Report No. 312. 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Number of calf livers from Galicia (total number analysed =72) with detectable OC and PCB concentrations and summary statistics for detected concentrations (ng/g ww) HEOD PCB 29 PCB 141 PCB 153 PCB 183 PCB 189 Congener summed total PCBs Detected samples 56 1 6 7 1 1 13 Mean (± SEM) 13.8±1.07 3.86 (-) 8.48±1.14 13.8±1.43 12.1 (-) 4.19 (-) 16.9±8.90 Median 13.7 3.86 8.89 15.3 12.1 4.19 8.90 Q1-Q3 9.05-21.5 - 5.9-11.9 5.66-23.9 - - 5.86-23.7 Range 4.12-45.8 - 5.31-12.4 5.42-71.5 - - 5.31-71.5 ND=Non Detected SEM=Standard Error of the Mean Q1-Q3=Interquartile range. All other compounds that were determined were not detected in any sample. Table 2. Number of calf livers from Asturias (total number analysed =29) with detectable OC and PCB concentrations and summary statistics for detected concentrations (ng/g ww) HEOD TDE PCB 138 PCB 141 PCB 153 Congener summed total PCBs Detected samples 14 1 1 7 2 10 Mean (± SEM) 19.7±2.77 5.78 (-) 4.35 (-) 10.2±1.20 10.5 (-) 9.69±1.33 Median 18.7 5.78 4.35 9.57 10.5 8.66 Q1-Q3 12.8-24.6 - - 7.34-10.5 - 6.04-11.7 Range 3.48-44.1 - - 5.39-18.5 6.15-14.9 5.39-18.5 ND=Non Detected SEM=Standard Error of the Mean Q1-Q3=Interquartile range. All other compounds that were determined were not detected in any sample. Anexos 261 Figure 1. PCB 141 plotted against distance—significant relationships (F(1,7)=22.314, p=0.005) (tested by linear regression analysis) (NDs are not included). Figure 2. Geometric mean ± GSE for HEOD in cross-breed calves from intensive farms (C INT), and extensive farms (C EXT), and in Galician Blonde calves from intensive farms (GB INT) and extensive farms (GB EXT). C INT C EXT GB INT GB EXT 0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 breed /farm type mean (SEM) of log liver [HEOD] ng /g C INT C EXT GB INT GB EXT 0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 / /g C INT C EXT GB INT GB EXT 0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 breed /farm type mean (SEM) of log liver [HEOD] ng /g C INT C EXT GB INT GB EXT 0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 / /g distance (km) liver [PCB 141] ng/g 12 14 16 18 20 020406080 0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 020406080 0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 020406080 distance (km)distance (km) liver [PCB 141] ng/gliver [PCB 141] ng/g 12 14 16 18 20 020406080 0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 020406080 0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 020406080 Elsevier Editorial System(tm) for Agriculture, Ecosystems and Environment Manuscript Draft Manuscript Number: AGEE3622 Title: Factors affecting on toxic metal accumulation in calves in NW Spain Article Type: Research Paper Section/Category: Keywords: arsenic; mercury; cadmium; lead; farming practices; calves; grazing Corresponding Author: Miss Marta López-Alonso, Ph.D Corresponding Author's Institution: Universidade de Santiago de Compostela First Author: Isabel Blanco-Penedo, Ms.D. Order of Authors: Isabel Blanco-Penedo, Ms.D.; José L Benedito, Ph.D.; Richard F Shore, PhD.; Marta Miranda, Ph.D.; Cristina Castillo, PhD; Marta López-Alonso, Ph.D Manuscript Region of Origin: SPAIN Anexos 265 Factors affecting on toxic metal accumulation in calves in NW Spain Abstract Agronomic inputs, which vary markedly with farming practice, together with industrial contamination and natural geological sources, largely determine the exposure of agricultural livestock to toxic metals. The aim of the present study was to determine how accumulation of arsenic, cadmium, mercury and lead by beef-cattle in NW Spain varies between farms that have markedly different practices (including intensive, conventional and organic management) and to determine what may be the key factors affecting toxic metal assimilation by cattle. Soil, feed (forage and concentrate) and animal tissues (liver and kidney from 120 calves) were collected from nine farms across NW Spain and were analysed for metals by ICP-MS. Toxic metal concentrations in beef calves were generally low (particularly mercury, which was not detected in 78% of livers) but did vary significantly between farms. There were no consistent patterns of difference in tissue metal concentrations between farms from different regions or between farms with different management practices. Variations in arsenic, cadmium and mercury concentrations in calf tissues were not significantly explained by soil or diet metal concentrations but were significantly and inversely related to the proportion of concentrate in the ration (an index of the extent to which animals grazed). Higher levels of metal residues in tissues were associated with consumption of low amounts of concentrate and relatively high levels of grazing. Higher toxic metal intake due to grazing is likely to be largely a result of soil ingestion. Keywords: arsenic; mercury; cadmium; lead; farming practices; calves; grazing Introduction Human activities associated with industry (mining, smelting, metal refining) and agronomy (application of mineral fertilisers, sewage sludge, lead-containing chemicals, arsenical pesticides) can contaminate the environment with toxic metals and metalloids (Brouwere et al., 2004; Nordberg et al., 2007). Such inputs, together with natural geological sources, largely determine the environmental distribution of toxic metals on agricultural land and so affect subsequent assimilation of metals by agricultural livestock. However, the extent to which environmental inputs of toxic metals affect exposure of livestock will also vary with farming practice. On intensive farms, a significant proportion of the diet is composed of concentrates that can include fish and feather meal, a significant source of methyl mercury (Plummer and Bartlett, 1975; Jorhem et al., 1991). Animals are largely or exclusively reared indoors and so are unlikely to be affected by contamination of local pastures. In contrast, animals reared on conventionally managed and organic farms are largely or exclusively fed on local forage (mostly through grazing on pasture and being fed locally cut hay) and are often maintained mostly out of doors. In NW Spain, beef cattle production is the most important form of agriculture (MAPA, 2007). In this region, the conventional (which has been the traditional) form of production involves many small farms that rear cattle using on-farm sources of feed derived from locally-grown crops. In the 1980s, calves began to be produced on specialised farms where imported or purchased concentrate was used to promote rapid growth and weight gain. This change from conventional to intensive farming was associated with a huge increase in production. In recent years however, perhaps in response to concerns over ethical and health issues related to intensive farming methods and, in some cases, associated health scares (Cunningham, 2003; Hodges, 2003), there has been a growth in the number of organic farms in the region. In most cases, these organic farms are the result of conventional farms adapting their practices to the more regulated methods required to achieve “organic” status (1804/1999/EEC). Thus, overall in NW Spain, Paper II 266 there is a matrix of farms with different management practices, some of which are likely to affect the exposure of cattle to toxic metals. Previous studies in NW Spain have demonstrated that accumulation of toxic metals by cattle can be influenced by soil metal concentrations and by atmospheric input of heavy metals (López Alonso et al., 2000; 2003a). However, these studies were conducted solely on animals from conventional farms in Galicia. Thus, there was no opportunity to assess whether these factors were equally as important on other types of farm. The aim of the present study was to determine how accumulation of arsenic (As), cadmium (Cd), mercury (Hg) and lead (Pb) by beef-cattle in NW Spain varies between farms (including farms that have intensive, conventional and organic management practices) and determine what may be key factors affecting toxic metal exposure across all farm types in NW Spain. Material and methods Farm and sample selection Livestock practices are highly standardized in intensive beef-cattle farms in NW Spain. Most (70-90%) of the feed ration consists of imported concentrate and the rest is locally produced or purchased forage; cattle are reared indoors. In contrast, livestock practices on conventional and organic farms are more variable. Although the feed consists mainly (50-90%) of mother’s-milk and local forage (fresh pasture or hay), the remainder of the diet is made up of commercial concentrate. Calves can be reared in an indoor, outdoor or mixed (in and outdoor) system. Samples were obtained from cattle from farms in the districts of Baralla (latitude 42º52´, longitude 7º23´), Montederramo (latitude 42º16´, longitude 7º30´) and Vilalba (latitude 43º18´, longitude 7º40´) in Galicia. In each district, samples were obtained from animals that came from an organic, a conventional and an intensive farm in the same neighbourhood. Information on farms, including feed and general management practices, are presented in Table 1. All the components of the diet were in accordance with the practices and legislation associated with each farming system (1804/1999/EEC; 183/2005/EEC), and use of any mercury or arsenic based veterinary drugs (fungicides, wormers) was noted in the farm records. Tissues (liver and kidney) were collected at the time the animals were slaughtered (when aged between 7 and 10 months) between summer and autumn in 2003. Samples of about 200 g were taken from the caudal lobe of the liver and the cranial half of the right kidney (including both cortex and medulla to ensure that the sample was representative of the whole organ). Samples were packed in plastic bags, immediately placed on ice, transported to the laboratory, and stored at -18ºC until processed. Soil and feed (concentrate and locally produced forage) were collected for each farm with the exception of the intensive farm in Montederramo because all forage on this farm was sourced commercially. Soil and forage samples were collected in June 2003 from representative fields on each farm. Soil samples consisted of five cores (first 15 cm depth of topsoil) taken from 1x1 m2 plots from multiple fields which were then mixed into one composite sample. Representative samples of forage were obtained at the same time in each field. Samples of concentrate samples were directly collected in each farm according to a standardised sampling procedure (2005/6/EEC). Sample analysis Approximately 2-g sub-samples of liver and kidney were digested in 5 ml of concentrated nitric acid (Suprapur grade, Merck) and 2 ml of 30% w/v hydrogen peroxide in a microwave digestion system (Milestone, Ethos Plus, Italy). Digested samples were transferred to polypropylene sample tubes and diluted to 25 ml with ultrapure water. Arsenic (As), cadmium (Cd), mercury (Hg) and lead (Pb) concentrations were determined by inductively coupled plasma mass spectrometry (ICP-MS; VGElemental PlasmaQuad SOption). An analytical quality control programme was applied throughout the study. The limit of detection in the acid digest, calculated as three times the standard deviation of the reagent blanks, were 1.0 (As), 0.1 (Cd), 0.2 (Hg) and 0.3 (Pb) μg/l. The limits of quantification, expressed as a concentration in the tissue, were calculated on the basis of the mean sample weight and volume analysed. Anexos 267 Analytical recoveries were determined from a certified reference material (Pig Kidney CRM 186, BCR reference materials, Belgium) that was analysed alongside the samples. The mean±SD measured (certified values in parenthesis) concentrations (µg/kg dry weight) were 69±6 (63±9,) for As, 2711±122 (2710±150) for Cd, 1852±111 (1970±40) for Hg and 318±41 (306±11) for Pb. The precision of the analytical method, calculated as the relative standard deviation of toxic metal concentrations in 10 digest of the same sample were 8.4% (As), 4.4% (Cd), 3.2% (Hg) and 10.2 % (Pb). Pooled soil, forage and concentrate samples for each farm were oven-dried (60ºC), mixed, sieved (0.5 mm diameter) and 0.5 g sub-samples were digested in triplicate in acid (3 ml concentrated nitric acid and 6 ml of hydrochloric acid for soil, 8 ml of concentrated nitric acid and 2 ml 30% hydrogen peroxide for forage and concentrate) in a microwave digestion system. Digests were analysed by ICP-MS. Limits of detection in the acid digest were 1.0 (As), 0.3 (Cd), 1.1 (Hg) and 0.4 (Pb) μg/l for soils and 1.1 (As), 0.15 (Cd), 1.0 (Hg) and 2.4 (Pb) μg/l for feeds. Analytical recovery, determined from certified reference materials (Forest Soil ISE 985; Barley IPE 548; Grass ISE 686; Wepal Reference Materials, Wageningen University) were between 76% and 123%. Statistical analysis All statistical analyses were done using the program SPSS for Windows (v.15.0). To calculate mean metal concentrations in the different tissues, non-detectable concentrations were assigned a value of half quantification limit. Normal distribution of data was checked using a Kolmogorov-Smirnov test. Data for all liver and kidney concentrations were not normally distributed and were log-transformed before analysis, and so average liver and kidney As, Cd, Hg and Pb concentrations are given as geometric means. Analysis of variance and post-hoc Tukey´s honest significant difference (HSD) tests were used to evaluate variation in tissue metal concentrations between farms. Differences in tissue metal concentrations between the liver and the kidney were assessed using a paired t-test and intra-tissue toxic metal correlations were calculated by Spearman rank correlations. Backwards stepwise multiple regression was used to analyse the relationship between animal tissue and soil and feed toxic metal concentration. In all analyses statistical significance was taken to be indicated by p<0.05. Results Animal tissue concentrations The liver and kidney metal concentrations in cattle from the different farms are shown in Figure 1 and the results of the ANOVA to determine if there was significant variation between farms are presented in Table 2. Arsenic concentrations in the tissues of calves in this study varied between non-detected and 103 µg/kg wet weight. Arsenic concentrations were significantly higher in the liver than the kidney (t(117)=9.178, p=0.000, n= 118) and tissue arsenic concentrations varied significantly between farms (Figure 1; Table 2), although there were more variability between farms for kidney than liver arsenic concentrations. Overall, arsenic residues tended to be higher in calves from Montederramo compared to animals from other regions for both the liver (23-29% higher) and the kidney (58-60% higher; Figure 1). There was no obvious pattern of differences in tissue arsenic accumulation between farms with different farming practice (Figure 1), and although intra-farm variability in arsenic liver concentrations tended to be lowest for intensive farms, this was not true for kidney arsenic (Figure 2). The ratio of liver:kidney arsenic accumulation was significantly higher (F2,117= 4.437, p=0.014) in intensive (3.29) than organic (2.00) and conventional (2.11) calves. Cadmium concentrations in calf liver and kidney tissues ranged between non-detected and 189 µg/kg wet weight, and were significantly higher (up 2-fold) in the kidney than in the liver (t(117)=- 10.051, p=0.000 n= 118). With the exception of the liver cadmium concentration in animals from Montederramo, calves from organic farms had the highest cadmium residues found in farms from the same region. The difference in kidney cadmium concentrations between calves from organic and intensive farms was particularly marked (41-64% higher; Figure 1). Kidney Cd Paper II 274 Table 1. Details of farms analyzed in this study BI BC BO MI MC MO VI VC VO housing system indoors indoors indoors indoors outdoors outdoors indoors semisemi- grazing management no grazing no grazing no grazing no grazing intensive grazing intensive grazing no grazing grazing with access to housing grazing with access to housing farm land [ha] 45 50 38 260 65 27 80 25 proportion of concentrate high medium low high medium low high medium low purchased feed concentrate concentrate concentrate all concentrate concentrate concentrate concentrate concentrate Farm size * 120 40 31 100 131 20 140 54 33 no. sampled calves 14 14 14 14 14 8 14 14 14 * number of calves/ y ear for intensive farms and number of re p roductive cows for conventional and or g anic farms Anexos 275 Table 2. Results of the ANOVA showing differences between farms on toxic metal accumulation in liver and kidney in calves in our study Liver Kidney As F(8,119)=7.622 p=0.000 F(8,118)=13.97 p=0.000 Cd F(8,119)=11.32 p=0.000 F(8,118)=7.686 p=0.000 Hg F(8,119)=1.877 p=0.071 F(8,118)=4.423 p=0.000 Pb F(8,119)=2.273 p=0.027 F(8,118)=8.576 p=0.000 Table 3. Correlations between toxic metals concentrations in tissues in calves in our study (n=118) by using Spearman´s correlation coefficient. Only significant associations are shown Tissue Elements Rs coefficient p Liver As-Pb 0.208 0.020 Kidney As-Cd 0.232 0.011 As-Pb 0.321 0.000 Table 4. Toxic metal concentrations (μg/kg) in soils in this study BI BO BC MI* MO MC VI VO VC As 19428 16488 24417 * 33542 10219 8430 4972 7578 Cd 106 149 147 * 164 185 159 220 216 Hg ND ND ND * ND ND ND ND ND Pb 14194 11569 22802 * 12571 14269 17033 13058 15216 * MI soil was not collected. Paper II 276 Table 5. Toxic metal concentrations in feed (concentrate and local forage in μg/kg DM) in the farms of this study BI BO BC MI MO MC VI VO VC Concentrate As 378 243 148 104 71 203 197 27 198 Cd 46 201 120 200 23 35 47 62 97 Hg ND ND ND ND ND ND ND ND ND Pb 447 362 214 329 177 282 263 162 486 Local forage As 27 50 103 * 125 62 80 41 27 Cd 45 35 39 * 51 32 68 65 43 Hg ND ND ND * ND ND ND ND ND Pb 709 178 360 * 611 377 1863 794 281 * MI forage was not collected. Table 6. Summary of the regression models (backwards stepwise multiple regressions) for the influence of toxic metal concentrations in soils, concentrates, forage and proportion of concentrate in the ration on tissue concentrations. Only the statistically significant models are shown Dependent variable Independent variables R2 F P Coefficients t p As kidney As forage 0.780 F(2,7)=5.775 0.050 As forage 1.019 0.355 prop. concentrate ratio C:R -2.436 0.059 prop. concentrate 0.635 F(1,7)=10.442 0.018 ratio C:R -3.231 0.018 Cd kidney prop. concentrate 0.557 F(1,7)=7.608 0.033 ratio C:R -2.758 0.033 Hg liver prop. concentrate 0.806 F(1,7)=24.446 0.002 ratio C:R -4.995 0.002 Anexos 277 Figure 1. Bar chart showing liver and kidney toxic metal concentrations (expressed as geometric means and geometric standard error, μg/kg wet weight) in cattle in this study. Abbreviations for farms are as follows B: Baralla, M: Montederramo, V: Vilalba, C: Conventional, I: Intensive, O: Organic. Crossing lines represent groups of pair of farms without significant difference at p<0.05. As (µg/kg) liver 0 10 20 30 40 50 60 70 BO MC BI VC VO VI BC MO MI As (µg/kg) kidney 0 10 20 30 40 50 60 BI VI BC VO VC BO MC MI MO Cd (µg/kg) liver 0 5 10 15 20 25 30 35 BC VI VC MC MO VO BI MI BO Cd (µg/kg) kidney 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 VI BC BI MI MC VC VO MO BO Pb (µg/kg) liver 0 5 10 15 20 25 30 35 40 BC VO BI VC BO VI MC MO MI Pb (µg/kg) kidney 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 VO BC BO VI VC BI MC MO MI Hg (µg/kg) liver 0 0.5 1 1.5 2 2.5 3 BI VI MI VC MC BO BC VO MO Hg (µg/kg) kidney 0 1 2 3 4 5 6 BI MO MC BC MI VC BO VI VO As (µg/kg) liver 0 10 20 30 40 50 60 70 BO MC BI VC VO VI BC MO MI 0 10 20 30 40 50 60 70 BO MC BI VC VO VI BC MO MI As (µg/kg) kidney 0 10 20 30 40 50 60 BI VI BC VO VC BO MC MI MO 0 10 20 30 40 50 60 BI VI BC VO VC BO MC MI MO Cd (µg/kg) liver 0 5 10 15 20 25 30 35 BC VI VC MC MO VO BI MI BO 0 5 10 15 20 25 30 35 BC VI VC MC MO VO BI MI BO Cd (µg/kg) kidney 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 VI BC BI MI MC VC VO MO BO 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 VI BC BI MI MC VC VO MO BO Pb (µg/kg) liver 0 5 10 15 20 25 30 35 40 BC VO BI VC BO VI MC MO MI 0 5 10 15 20 25 30 35 40 BC VO BI VC BO VI MC MO MI Pb (µg/kg) kidney 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 VO BC BO VI VC BI MC MO MI 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 VO BC BO VI VC BI MC MO MI Hg (µg/kg) liver 0 0.5 1 1.5 2 2.5 3 BI VI MI VC MC BO BC VO MO 0 0.5 1 1.5 2 2.5 3 BI VI MI VC MC BO BC VO MO Hg (µg/kg) kidney 0 1 2 3 4 5 6 BI MO MC BC MI VC BO VI VO 0 1 2 3 4 5 6 BI MO MC BC MI VC BO VI VO Paper II 278 Figure 2. Coefficients of variation for toxic metal concentrations in liver and kidney in the farms considered in this study. Abbreviations for farms are as follows B: Baralla, M: Montederramo, V: Vilalba, C: Conventional, I: Intensive, O: Organic. 0 102030405060 VO VI VC MO MI MC BO BI BC 020406080 VO VI VC MO MI MC BO BI BC 0 1020304050 VO VI VC MO MI MC BO BI BC 0 20406080100 VO VI VC MO MI MC BO BI BC 0 20406080100 VO VI VC MO MI MC BO BI BC 020406080 VO VI VC MO MI MC BO BI BC 050100150200 VO VI VC MO MI MC BO BI BC 0 50 100 150 200 VO VI VC MO MI MC BO BI BC Liver As Kidney As Liver Cd Kidney Cd Liver Hg Kidney Hg Liver Pb Kidney Pb 0 102030405060 VO VI VC MO MI MC BO BI BC 020406080 VO VI VC MO MI MC BO BI BC 0 1020304050 VO VI VC MO MI MC BO BI BC 0 20406080100 VO VI VC MO MI MC BO BI BC 0 20406080100 VO VI VC MO MI MC BO BI BC 020406080 VO VI VC MO MI MC BO BI BC 050100150200 VO VI VC MO MI MC BO BI BC 0 50 100 150 200 VO VI VC MO MI MC BO BI BC Liver As Kidney As Liver Cd Kidney Cd Liver Hg Kidney Hg Liver Pb Kidney Pb Anexos 279 Figure 3. Scatterplot showing the relationship between toxic metal residues in calves and the proportion of concentrate in the diet in the farms in our study. Abbreviations for farms are as follows B: Baralla, M: Montederramo, V: Vilalba, C: Conventional, I: Intensive, O: Organic. LiverAs (μg/kgwt.w.) 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 20 30 40 50 60 A A A A A AA AABI BO BC MI MO MC VI VO VC KidneyAs (μg/kgwt.w.) 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 0 10 20 30 40 50 A A A A A A A A A BI BO BC MI MO MC VI VO VC LiverCd( μg/kgwt.w.) 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 10 15 20 25 30 35 A A A A AA A AABI BO BC MI MO MC VI VO VC KidneyCd( μg/kgwt.w.) 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 0 20 40 60 80 100 A A A A A A A AA BI BO BC MI MO MC VI VO VC LiverHg(μg/kgwt.w.) 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 1.2 1.4 1.6 1.8 2.0 2.2 A AA A A A A A A BI BO BC MI MO MC VI VO VC Proportion of concentrate diet KidneyHg(μg/kgwt.w.) 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 1 2 3 4 5 A A A A AA A A A BI BO BC MI MO MC VI VO VC 2.4 LiverAs (μg/kgwt.w.) 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 20 30 40 50 60 A A A A A AA AABI BO BC MI MO MC VI VO VC KidneyAs (μg/kgwt.w.) 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 0 10 20 30 40 50 A A A A A A A A A BI BO BC MI MO MC VI VO VC 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 0 10 20 30 40 50 A A A A A A A A A BI BO BC MI MO MC VI VO VC LiverCd( μg/kgwt.w.) 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 10 15 20 25 30 35 A A A A AA A AABI BO BC MI MO MC VI VO VC KidneyCd( μg/kgwt.w.) 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 0 20 40 60 80 100 A A A A A A A AA BI BO BC MI MO MC VI VO VC 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 0 20 40 60 80 100 A A A A A A A AA BI BO BC MI MO MC VI VO VC LiverHg(μg/kgwt.w.) 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 1.2 1.4 1.6 1.8 2.0 2.2 A AA A A A A A A BI BO BC MI MO MC VI VO VC Proportion of concentrate diet KidneyHg(μg/kgwt.w.) 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 1 2 3 4 5 A A A A AA A A A BI BO BC MI MO MC VI VO VC 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 1 2 3 4 5 A A A A AA A A A BI BO BC MI MO MC VI VO VC 2.4 Paper II 280 Figure 4. Scatterplot showing the relationship between the proportion of samples with detected mercury residues in the liver and the proportion of concentrate in the diet in the farms in our study. Abbreviations for farms are as follows B: Baralla, M: Montederramo, V: Vilalba, C: Conventional, I: Intensive, O: Organic. Proportion of concentrate diet % detectedliver Hg 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 0 10 20 30 40 50 60 A A A A A A A A A BI BO BC MI MO MC VI VO VC A Proportion of concentrate diet % detectedliver Hg 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 0 10 20 30 40 50 60 A A A A A A A A A BI BO BC MI MO MC VI VO VC A Elsevier Editorial System(tm) for Livestock Science Manuscript Draft Manuscript Number: LIVSCI-D-08-1369 Title: Factors affecting on trace element status in calves in NW Spain Article Type: Research Paper Keywords: trace metals; beef-cattle; husbandry practices; concentrate; trace metal deficiency; copper toxicity Corresponding Author: Miss Marta López-Alonso, Ph.D. Corresponding Author's Institution: Universidade de Santiago de Compostela First Author: Isabel Blanco-Penedo, Ms.D. Order of Authors: Isabel Blanco-Penedo, Ms.D.; Richard F Shore, Ph.D.; Marta Miranda, Ph.D.; José L Benedito, Ph.D.; Marta López-Alonso, Ph.D. Manuscript Region of Origin: SPAIN Abstract: The aim of the present study was to determine how trace metal concentrations in beef-cattle in NW Spain varies between farms (including farms that have intensive, conventional and organic management practices) and to determine what the likely major causes of such variation are. Soil, feed (forage and concentrate) and animal tissue (liver and kidney; n=165) samples were collected from three neighbouring farms in each of three districts in Galicia (9 farms in total). Trace metal concentrations (Co, Cr, Cu, Fe, Mn, Mo, Ni, Se and Zn) of digested samples were determined by ICP-MS/OES. Farm husbandry practices that involved use of a high proportion of in-farm produced forage and low/no mineral supplementation, as typically practiced by organic farms, were associated with mineral deficiencies or physiological imbalances in calves. Strict management of the feed ration is needed to avoid sub-clinical or marginal deficiencies which are difficult to diagnose clinically but can cause physiological stress and decreased production. The widely practiced mineral supplementation of concentrates on intensive and conventional systems guarantees that the physiological trace element requirements of calves are met, even when concentrates comprise a relatively low proportion of the diet. However, because of the particular susceptibility of ruminants to chronic Anexos 283 Factors affecting on trace element status in calves in NW Spain Abstract The aim of the present study was to determine how trace metal concentrations in beef-cattle in NW Spain varies between farms (including farms that have intensive, conventional and organic management practices) and to determine what the likely major causes of such variation are. Soil, feed (forage and concentrate) and animal tissue (liver and kidney; n=165) samples were collected from three neighbouring farms in each of three districts in Galicia (9 farms in total). Trace metal concentrations (Co, Cr, Cu, Fe, Mn, Mo, Ni, Se and Zn) of digested samples were determined by ICP-MS/OES. Farm husbandry practices that involved use of a high proportion of in-farm produced forage and low/no mineral supplementation, as typically practiced by organic farms, were associated with mineral deficiencies or physiological imbalances in calves. Strict management of the feed ration is needed to avoid sub-clinical or marginal deficiencies which are difficult to diagnose clinically but can cause physiological stress and decreased production. The widely practiced mineral supplementation of concentrates on intensive and conventional systems guarantees that the physiological trace element requirements of calves are met, even when concentrates comprise a relatively low proportion of the diet. However, because of the particular susceptibility of ruminants to chronic copper toxicity, particular care must be taken when concentrates are supplemented above physiological requirements. Keywords: trace metals; beef-cattle; husbandry practices; concentrate; trace metal deficiency; copper toxicity. Introduction Increasing intensification of animal production is designed to achieve high productivity at relatively low cost but can lead to marked environmental stresses on livestock. This potential compromise on welfare has partly led to the creation of alternative organic livestock husbandry which places a priority on animal welfare (Sundrum, 2001; Sehested et al., 2003). Organic farms utilise practices designed to meet the physiological and behavioural requirements of livestock and involve maintaining animals on good-quality, organically grown, feedstuffs (IFOAM, 2002; Lund, 2006). It is possible to achieve these objectives using a variety of husbandry approaches, although, in most cases, organic farms use practices that are similar to those of traditional, conventional farms in the same region. Provision of adequate levels of trace metals in cattle diet is essential to promote growth and maintain animals in good health (Jondreville et al., 2003). On intensively managed farms, mineral supplements are incorporated into concentrates and this generally ensures that animals receive the required intake of minerals (Chládek and Zapletal, 2007). Concentrate rations are often formulated with large “safety margins” so that nutrient intakes largely exceed requirements. However, trace metals that are included as mineral supplements may have toxic effects at supra-optimal concentrations (Underwood and Suttle, 2002). For example, chronic Cu toxicity in cattle has been associated with excessive Cu intake in the concentrate ration, as well as with changes in the type and bioavailability of dietary Cu supplements (Galey et al., 1991; Laven et al., 2004). In addition, supplementing diets at concentrations in excess of requirement greatly increases mineral loss in cattle waste, and so should be avoided to prevent possible environmental problems associated with run-off from waste or application of cattle waste to soil (Vasconcelos et al., 2006). In contrast to intensively managed farms, conventional and organic farms generally use locally produced or on-farm produced roughage (mainly pasture) as the main source of cattle feed. This type of diet can be associated with imbalances in the diet, including mineral deficiency in areas where soils have a low mineral content or bioavailability (Sundrum, 1997; Underwood and Paper III 290 Chládek, G., Zapletal, D., 2007. A free-choice intake of mineral blocks in beef cows during the grazing season and winter. Livest. Sci. 106, 41-46. Council Regulation 1804/1999/EEC of 19 July 1999 supplementing Regulation (EEC) No 2092/91 on organic production of agricultural products and indications referring thereto on agricultural products and foodstuffs to include livestock production. Official Journal of the European Commission L 222, 0001- 0028. Commission Directive 2005/6/EEC of 26 January 2005 amending Directive 71/250/EEC as regards reporting and interpretation of analytical results required under Directive 2002/32/EC. Official Journal of the European Union L 24, 33-34. 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Details of farms analyzed in this study BI BC BO MI MC MO VI VC VO housing system indoors indoors indoors indoors outdoors outdoors indoors semisemi- grazing management no grazing no grazing no grazing no grazing intensive grazing intensive grazing no grazing grazing with access to housing grazing with access to housing farm land [ha] 45 50 38 260 65 27 80 25 proportion of concentrate high medium low high medium low high medium low purchased feed concentrate concentrate concentrate all concentrate concentrate concentrate concentrate concentrate stocking rate 0.8 0.8 1 0.3 0.7 1.3 Farm size * 40 31 131 20 54 33 no. sampled calves 22 18 17 21 22 8 19 20 18 * number of calves/ y ear for intensive farms and number of re p roductive cows for conventional and or g anic farms Anexos 293 Table 2. Detection limits (μg/l) and results of analysis of the certified reference material (Pig Kidney CRM 186) expressed as mg/kg Element Detection limit Certified Reference Material (Pig Kidney CRM 186) * certified levels (mean±95%CI) analysed levels (mean±95%CI) Co 0.6 --- 0.151 ± 0.054 Cr 0.8 (0.058-0.142) 0.198 ± 0.043 Cu 5.7 31.9±0.4 29.1 ± 1.48 Fe 5.0 299±10 283 ± 15.8 Mn 3.0 8.5±0.3 7.85 ± 0.51 Mo 1.1 --- 3.39 ± 0.29 Ni 2.8 (0.420) 0.544 ±0.256 Se 25 10.3±0.5 11.9 ± 1.07 Zn 7.5 128±3 128 ± 6.73 *in parentheses indicative values. Table 3. Results of the ANOVA showing differences between farms on liver and kidney trace metal concentrations in calves in our study Liver Kidney Co F(8,119)= 17.44 p=0.000 F(8,118)= 25.24 p=0.000 Cr F(8,119)= 1.430 p=0.192 F(8,118)=4.047 p=0.000 Cu F(8,119)= 62.84 p=0.000 F(8,118)= 2.107 p=0.038 Fe F(8,119)= 3.097 p=0.003 F(8,118)= 4.047 p=0.000 Mn F(8,119)= 3.355 p=0.001 F(8,118)= 1.909 p=0.062 Mo F(8,119)= 9.406 p=0.000 F(8,118)= 1.645 p=0.116 Ni F(8,119)= 2.527 p=0.015 F(8,118)= 1.345 p=0.228 Se F(8,119)= 16.12 p=0.000 F(8,118)= 17.14 p=0.000 Zn F(8,119)= 2.629 p=0.010 F(8,118)= 1.996 p=0.050 Table 4. Trace metal concentrations in soils in this study BI BO BC MI MO MC VI VO VC Co (µg/kg) 3615 7690 11550 * 1309 2582 11306 6322 4202 Cr (µg/kg) 48402 52013 47244 * 6013 11802 47164 33843 32294 Cu (mg/kg) 20.5 6.43 21.2 * 3.65 28.1 25.5 10.5 7.43 Fe (mg/kg) 21446 20337 24117 * 7452 10771 25102 19076 14420 Mn (mg/kg) 206 228 580 * 81.3 224 662 296 139 Mo (mg/kg) 1.41 1.06 1.49 * 0.56 1.28 2.34 1.05 1.17 Ni (µg/kg) 13866 15918 17936 * 2598 6248 25349 15670 11470 Se (mg/kg) 700 625 350 * ND ND ND 660 550 Zn(mg/kg) 51.4 25.7 57.4 * 33.5 113 70.7 44.8 32.1 *MI soil not collected; ND: Non Detected. Paper III 294 Table 5. Trace metal concentrations in feed (forage and concentrate) in this study BI BO BC MI MO MC VI VO VC Forage Co (µg/kg) 118 125 169 * 143 164 267 184 169 Cr (µg/kg) 3318 1027 3894 * 3195 2555 3229 2000 2128 Cu (mg/kg) 6.07 5.96 4.58 * 7.85 10.3 9.92 5.24 4.66 Fe (mg/kg) 275 89.4 139 * 214 193 204 197 116 Mn (mg/kg) 215 156 263 * 327 624 238 247 233 Mo (mg/kg) 1.43 0.56 0.4 * 1.18 0.51 0.72 0.37 0.42 Ni (µg/kg) 1627 1325 2342 * 1649 1860 1678 1539 1496 Se (mg/kg) ND ND ND * ND ND ND ND ND Zn (mg/kg) 39.4 32.2 32.7 * 73.1 55.4 71.5 38.8 32.8 Concentrate Co (µg/kg) 1439 1094 572 672 103 693 1076 566 828 Cr (µg/kg) 2808 4886 3913 3388 2264 1591 2207 3369 5763 Cu (mg/kg) 21.8 9.08 19.7 15.5 5.3 13.1 9.8 10.2 16.3 Fe (mg/kg) 383 380 266 268 174 335 394 150 529 Mn (mg/kg) 100 194 115 69 65 81 121 56.9 92 Mo (mg/kg) 1.51 1.04 1.22 1.68 0.63 1.59 1.34 1.11 1.72 Ni (µg/kg) 9176 3500 4524 2100 1462 2034 2116 1934 3199 Se (mg/kg) ND ND ND ND ND ND ND ND ND Zn (mg/kg) 117 153 169 97.6 42.5 78 154 66.1 102 * MI forage not collected; ND: Non Detected Table 6. Summary of the regression models (backwards stepwise multiple regression) for the influence of metal concentrations in soils, concentrates, forage and proportion of concentrate in the diet on tissue concentrations. Only the statistically significant models are shown Dependent variable Independent variables R2 F P Coefficients t P Cu liver Cu concentrate 0.849 F3,7 =7.514 0.040 Cu concentrate 1.203 0.295 Cu forage Cu forage -1.051 0.352 proportion conc proportion conc 0.899 0.420 Cu concentrate 0.819 F2,7 =11.30 0.014 Cu concentrate 4.013 0.010 Cu forage Cu forage -0.605 0.572 Cu concentrate 0.806 F1,7 =24.86 0.002 Cu concentrate 4.987 0.002 Fe liver proportion conc 0.601 F1,7 =9.039 0.024 proportion conc -3.006 0.024 Mn liver Mn concentrate 0.860 F3,7 =7.841 0.035 Mn concentrate -0.948 0.397 Mn forage Mn forage 1.096 0.335 Mn soil Mn soil 4.884 0.008 Mn forage 0.829 F2,7 =10.209 0.012 Mn forage 1.678 0.154 Mn soil Mn soil 4.841 0.005 Mn soil 0.733 F1,7 =16.472 0.007 Mn soil 4.059 0.007 Fe kidney Fe concentrate 0.875 F3,7 =9.318 0.028 Fe concentrate 0.519 0.631 Fe forage Fe forage 1.740 0.157 proportion conc proportion conc -3.640 0.022 Fe forage 0.866 F2,7 =16.212 0.007 Fe forage 2.051 0.096 proportion conc proportion conc -5.685 0.002 proportion conc=proportion of concentrate in the diet. Anexos 295 Figure 1. Bar chart showing wet weight liver trace metal concentrations (expressed as geometric means and geometric standard error) in cattle in this study. Abbreviations for farms are as follows B: Baralla, M: Montederramo, V: Vilalba, C: Conventional, I: Intensive, O: Organic. Crossing lines represent groups of pair of farms without significant difference at p<0.05. Cu (mg/kg) liver 0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 MO BO VI MC VO BC VC BI MI 0 10 20 30 40 50 60 70 MC MI VI BC BI VC VO BO MO Fe (mg/kg) liver 0 0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5 4 VC BO MI BI MO MC VO BC VI Mn (mg/kg) liver 0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2 1.4 MO VC BO BC VO MI VI BI MC Mo (mg/kg) liver 0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2 MO BO VI MI BC MC VC BI VO Se (mg/kg) liver 0 10 20 30 40 50 60 MO MI VI BI BO MC VC VO BC Zn (mg/kg) liver 0 20 40 60 80 100 120 140 160 MI BI VI VC BC MO BO VO MC Cr (µg/kg) liver 0 10 20 30 40 50 60 BI MO BO VI VO MC MI VC BC Ni (µg/kg) liver 0 20 40 60 80 100 120 140 MO MI BC BI VC BO VI MC VO Co (µg/kg) liver Cu (mg/kg) liver 0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 MO BO VI MC VO BC VC BI MI Cu (mg/kg) liver 0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 MO BO VI MC VO BC VC BI MI 0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 MO BO VI MC VO BC VC BI MI 0 10 20 30 40 50 60 70 MC MI VI BC BI VC VO BO MO Fe (mg/kg) liver 0 10 20 30 40 50 60 70 MC MI VI BC BI VC VO BO MO 0 10 20 30 40 50 60 70 MC MI VI BC BI VC VO BO MO Fe (mg/kg) liver 0 0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5 4 VC BO MI BI MO MC VO BC VI Mn (mg/kg) liver 0 0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5 4 VC BO MI BI MO MC VO BC VI 0 0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5 4 VC BO MI BI MO MC VO BC VI Mn (mg/kg) liver 0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2 1.4 MO VC BO BC VO MI VI BI MC Mo (mg/kg) liver 0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2 1.4 MO VC BO BC VO MI VI BI MC 0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2 1.4 MO VC BO BC VO MI VI BI MC Mo (mg/kg) liver 0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2 MO BO VI MI BC MC VC BI VO Se (mg/kg) liver 0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2 MO BO VI MI BC MC VC BI VO 0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2 MO BO VI MI BC MC VC BI VO Se (mg/kg) liver 0 10 20 30 40 50 60 MO MI VI BI BO MC VC VO BC Zn (mg/kg) liver 0 10 20 30 40 50 60 MO MI VI BI BO MC VC VO BC 0 10 20 30 40 50 60 MO MI VI BI BO MC VC VO BC Zn (mg/kg) liver 0 20 40 60 80 100 120 140 160 MI BI VI VC BC MO BO VO MC Cr (µg/kg) liver 0 20 40 60 80 100 120 140 160 MI BI VI VC BC MO BO VO MC 0 20 40 60 80 100 120 140 160 MI BI VI VC BC MO BO VO MC Cr (µg/kg) liver 0 10 20 30 40 50 60 BI MO BO VI VO MC MI VC BC Ni (µg/kg) liver 0 10 20 30 40 50 60 BI MO BO VI VO MC MI VC BC 0 10 20 30 40 50 60 BI MO BO VI VO MC MI VC BC Ni (µg/kg) liver 0 20 40 60 80 100 120 140 MO MI BC BI VC BO VI MC VO Co (µg/kg) liver 0 20 40 60 80 100 120 140 MO MI BC BI VC BO VI MC VO 0 20 40 60 80 100 120 140 MO MI BC BI VC BO VI MC VO Co (µg/kg) liver [Document text truncated for crawler view.]