Por malas hierbas acuáticas se entiende en general “plantas indeseables e inconvenientes que creen y se reproducen en un entorno acuático” (Lawrence, 1966). El problema de la proliferación de malas hierbas en los canales de riego y de drenaje de muchos países viene siendo objeto de estudio por parte de diversos autores desde hace muchos años (Avault, 1965; Holm et al., 1969; Bates y Hentges, 1976; Reilly, 1984; Brabben y Bolton, 1988), y en muy diversos países, como Egipto (Dubbers et al., 1980; Khattab et al., 1981; Huissman, 1983; Van Weerd, 1985; Brabben, 1986; Sadek, 1988), los EE.UU. (Legner 1975, 1979; Legner y Fisher, 1980; Legner y Murray, 1981), la URSS (Martishev, 1973), Java y América del Norte (Shuster, 1952), Sudán (Alabaster, 1981; Redding-Coates y Coates, 1981), Zimbabwe (Fair, 1982; Brabben y Bolton, 1988) y la India (Mehta et al., 1976; Petr, 1987), en todos los cuales los problemas derivados de las vegetaciones acuáticas surten efectos importantes en la economía.
Los problemas de las vegetaciones acuáticas en los trópicos son particularmente importantes, ya que las elevadas temperaturas durante todo el año promueven el crecimiento y acortan la vida de las plantas. Ello provoca una considerable acumulación de material orgánico que, al liberar nutrientes, estimula el crecimiento. En los lugares en que se descuida el control del crecimiento de las plantas acuáticas, su presencia constituye con frecuencia un problema importante.
La mayoría de los sistemas de riego y drenaje están construidos con canales de tierra no revestido, de corriente relativamente lenta (habitualmente del orden de 0,5 m/s) para evitar una erosión excesiva (Brabben y Bolton, 1988). Los canales de drenaje suelen contener agua de lento movimiento, o estancada. Tanto el sistema de distribución como los canales de drenaje son, pues, lugares ideales para el crecimiento de plantas acuáticas.
Las dimensiones del problema en los sistemas de riego reflejan en parte la falta de estudios sobre el crecimiento potencial de las hierbas acuáticas en los canales durante las fases de diseño de los sistemas de riego, así como el mantenimiento deficiente de los sistemas existentes, a menudo por descuido, y por falta de recursos financieros, mecánicos o químicos. algunas plantas aparecen por introducción, otras por el enriquecimiento de nutrientes de los cuerpos hídricos y la construcción de sistemas de riego (Williams, 1980). Es evidente también que el problema de las macrofitas acuáticas ha empeorado en los últimos años y causa dificultades financieras y ambientales cada vez mayores. En muchos sistemas de riego los costos de mantenimiento representan una elevada proporción del presupuesto. En Egipto se ha encargado recientemente un proyecto de mantenimiento de un canal, de siete años de duración, con un crédito de 70 millones de dólares de los EE.UU. (Brabben y Bolton, 1988).
Desde el cierre del dique de Asuán se han comunicado diversos casos graves de proliferación de hierbas acuáticas en los canales de riego (Holm et al., 1969; Van Zon, 1984; Brabben, 1986). La construcción del dique hizo que aumentaran los depósitos de limo en el Lago Nasser, y redujo los depósitos en los canales de riego aguas abajo. Esto causó una disminución de la turbidez en los canales, con la consiguiente proliferación de hierbas acuáticas gracias a la mayor penetración de la luz (Van Zon, 1984). El mayor uso de fertilizantes orgánicos ha contribuido a empeorar este problema, por causa de la eutroficación de los canales y los drenajes (véase la sección 3,5) (Van Zon, 1984).
Si bien se supone que los canales terciarios sólo contienen agua durante el período de crecida, en muchos casos el agua queda retenida durante períodos más prolongados, permitiendo el crecimiento de plantas acuáticas y vectores patológicos. Por desgracia, como los canales terciarios y de campo son, en cierto sentido, un hábitat efímero, no son adecuados para la cría de peces, que permitiría controlar la biota nociva (Coates, 1984).
En el cuadro 4 figura una lista de las principales plantas acuáticas, muchas de las cuales se encuentran en todos los sistemas de riego.
| Plantas sumergidas | Plantas flotantes | Plantas emergentes |
|---|---|---|
| Algae sp. | Lemna | Typha |
| Myriophyllum | Azolla | Phragmites |
| Ceratophyllum | Hydrocharis | Carex |
| Naja | Salvinia | Scirpus |
| Hydrilla | Riccia | Cyperus |
| Elodea | Pistia | Acorus |
| Brasenia | Eichhornia | Eleocharis |
| Vallisneria | Limnocharis | |
| Limnophyla | Glyceria | |
| Utricularia | Sagittaria | |
| Potamogeton | Pontederia | |
| Ranunculus | Ludwigia | |
| Polygonum | Persicaria | |
| Sphagnum | Nympjaea | |
| Marsilia | ||
| Jussiaea | ||
| Ipomoea | ||
| Nasturtium |
Los principales efectos del crecimiento excesivo de plantas acuáticas consisten en la reducción del caudal de agua en los canales (por la restricción física y por el aumento de la resistencia friccional al caudal) (Legner y Murray, 1981; Brabben y Bolton, 1988; Sadek, 1988), lo que proporciona un hábitat de cría y alimentación para los vectores patógenos (Dubbers, et al., 1980; Legner y Fisher, 1980; Redding-Coates y Coates, 1981), y causa con frecuencia un aumento considerable de los costos de mantenimiento. Se calcula que en los canales de riego egipcios, de una anchura de más de diez metros, estos costos pueden superar los 800 dólares de los EE.UU./km/año (Van Zon, 1986). En muchos casos, los costos de la eliminación de las malas hierbas pueden superar los beneficios de la agricultura de regadío (Carruthers y Clarke, 1981). En algunos canales el aumento de la resistencia puede alcanzar incluso un 70%, con una reducción paralela del 40% en la capacidad de cargo (por ejemplo en el canal de Kalabia, en Egipto) (Hydraulics research, 1988).
La proliferación de macrofitas acuáticas puede reducir la producción de plancton (Shuster, 1952). Por ejemplo, se sabe que la Salvinia sp. Excluye al fitoplancton hasta el punto de que obliga a los alevines de tilapia a trasladarse a aguas más abiertas, donde el plancton es más abundante. Esto puede dar lugar a una mayor mortalidad entre los peces pequeños, debido a los predadores (Donnelly, 1969). La muerte de estas plantas provoca una acumulación creciente de desechos en el fondo, con el incremento correspondiente de B.O.D.
Los diversos elementos de cualquier sistema de riego ofrecen un hábitat adecuado para diferentes huéspedes intermedios de las enfermedades humanas de origen vectorial (Holm et al., 1979). Los graves y extendidos riesgos de enfermedades vectoriales se han relacionado a menudo con una situación socioeconómica desfavorable y con proyectos encaminados al desarrollo económico, como la construcción de sistemas de riego y diques, que crean problemas derivados de la proliferación de plantas acuáticas. A pesar de los éxitos iniciales del control químico, el problema de los vectores de las enfermedades subsiste aún en muchos países. Sin embargo, van en aumento las actividades de gestión ambiental orientadas hacia la lucha contra los vectores. Durante los diez últimos años, un Grupo Mixto de Expertos sobre Gestión Ambiental para la Lucha contra los Vectores (PEEN), de la OMS, la FAO y el PNUMA, ha celebrado reuniones y ha coordinado varias actividades para la solución de este problema en los sistemas de riego. Por ejemplo, en 1981 el Grupo celebró un debeat técnico sobre la utilización de los peces en la lucha contra los mosquitos, de resultas del cual se publicó un trabajo sobre los peces herbívoros adecuados para las situaciones de agricultura de regadío (Haas, 1984). Nuevos programas de desarrollo en Africa, como el Programa de El Cairo para la Cooperación Africana y el Plan de Acción de Zambesi (Informe PEEN, 1988), prevén sistemas de riego observando principios estrictos de gestión ambiental.
La construcción de sistemas de riego da lugar con frecuencia a la creación de amplias zonas cuyas condiciones hidrobiológicas son muy distintas de las que prevalecen en las aguas naturales (Redding-Coates y Coates, 1981). Aguas que antes fluían rápidamente se convierten en aguas canalizadas, a veces estancadas o de lenta fluidez, que abastecen o drenan las tierras agrícolas. Este cambio de medio ambiente fomenta el crecimiento de macrofitas acuáticas, que a su vez proporcionan un hábitat para los vectores acuáticos de muchas enfermedades.
En muchos casos, la extensión de la cubierta vegetal acuática proporciona un medio adecuado a estos agentes patógenos (Holm et al., 1969; Daget, 1976; Coates y Redding, 1981; Petr, 1985). Se calcula que en el Sudán más del 90% de la población humana está afectada, en grados distintos, por la bilharzia, enfermedad transmitida por un huésped intermedio, los caracoles Bulinus spp. y Biomphalaria spp., que habitan en la vegetación de los canales de riego (Redding-Coates y Coates, 1981).
En la actualidad los vectores patógenos y los huéspedes que abundan en los canales de riego y avenamiento suelen combatirse con diversos métodos de gestión ambiental, por ejemplo, reduciendo o eliminando los hábitat. La eliminación de la vegetación que sirve de hábitat a los agentes de la enfermedad, mediante la introducción por ejemplo de carpas herbívoras, ha resultado ser un procedimiento muy rentable (véase más abajo).
El control mecánico es costoso y precisa de acceso a las vías acuáticas, y los herbicidas químicos son a menudo tan tóxicos que después el agua no puede utilizarse para la piscicultura o el consumo humano, u otros usos. Los peces pueden contribuir a la solución de este problema, ya que son activos, comen vorazmente y producen un subproducto valioso en forma de proteínas. La especie que se ha empleado más ampliamente con esta finalidad es la carpa herbívora, Ctenopharyngodon idella, aunque hay otras especies que representan posibilidades al respecto (cuadro 5).
La carpa herbívora, pez originario de los ríos chinos, se ha extendido por todo el mundo. Una de las razones de su vasta dispersión es su eficacia como agente de control biológico contra las plantas acuáticas nocivas (Hora y Pillay, 1962; Van der Lingen, 1968; Mitzner, 1978; Lembi et al., 1978, Van Zon, 1984; Singit, 1985; Van Weerd, 1985; Whitwell, 1986; Okafor, 1986; Schram y Jirka, 1986; Wolff, 1988; FFI, 1989) (véase el cuadro 6).
Se ha demostrado suficientemente que este procedimiento es mucho más barato que el control químico o mecánico (Avault, 1965), y ha dado buen resultado en la campaña para la eliminación de los hábitat de los especies de caracoles que transportan la bilharzia (Van Schayck, 1985, 1986). Van Zon, et al. (1978) estimó que en Egipto los métodos biológicoss de control de las malas hierbas costarían un 75% menos que los medios mecánicos, y otros experimentos de Khattab et al. (1981) indican que la combinación de métodos biológicos (la introducción de la carga) y mecánicos constituye un procedimiento de control más eficaz que el método mecánico solamente.
| Nombre común | Nombre científico | Distribución | Notas | Referencias |
|---|---|---|---|---|
| HERBIVOROS VORACES | ||||
| Carpa herbívora | Ctenophryngodon idella | Amplia distribución originaria de la China | VConsume diversas plantas terrestres (hojas y hierbas) y acuáticas | Ling, 1967 |
| Tilapia | T. rendalli T. zilli | Africa Africa | Devora eficazmente macrofitas sumergidas, y también plancton, animales bénticos y detritus | Spaturu, 1978 |
| Brema de Wuchang | Megalobrama ambiycephala | China | Consume las plantas más altas | Coche, 1980 |
| Tawes | Puntius goniptus | Sudeste de Asia | Se alimenta en particular de algas filamentosas y también de plantas terrestres | Hora y Pillay. 1962 |
| Gurami gigante | Osphronenus goramy | Asia | Se alimenta principalmente de hojas de plantas | Hora y Pillay. 1962 |
| OMNIVOROS | ||||
| Tilapia | Oreochromus nossambicus | Amplia distribución | Eficaces consumidores de vegetación, pero pueden preferir el perifilton adherido a las grandes macrofitas | Lahser, 1967 |
| Oreochronous nilticus | Amplia distribución | Consume algas filamentosos pero es menos eficiente que otras tilapias | Avault.et al., 1968 | |
| Sepai Siam (gurami de piel de serpiente) | Trichogaster pectoralis | |||
| Carpa dorada | Carassius Auratus | Consume fácilmente algas filamentosas, como por ejemplo, pithophora sp. | Ruskin y Shipley, 1976 | |
| Catla, rohu, nrigal | Catla catla, Labeo rohita, Cirrhina nrigala | |||
| Carpa común | Cyprinus carpio | Sólo come plantas si no encuentra otro alimento, Contribuye a la eliminación de las vegetaciones por perturbación de sedimentos | Hora y Pillay. 1962 | |
| Sabalote | Chanos chanos | Se alimenta principalmente de material vegetal en descomposición. Los peces grandes consumen también algas filamentosas | Hora y Pillay. 1962 | |
| POTENCIALES | ||||
| “Dólar de plata” | Metynnis roosevelti y Mylossona argenteum | América del Sur | Pez gregario agresivo. Forma poblaciones a 1 200–2 500 /ha. Elimina rápidamente la vegetación arrancándola en la base y consumiéndola | Ruskin y Shipley, 1976 |
| Tilapia | Tilapia guineensis | Africa occidental | Crece en los estuarios y come hojas de plantas altas | Coche, 1983 |
| Tambagui | Colossoma macropomum | Región del Amazonas América del Sur | Alto valor comercial, Alcanza un gran tamaño pero es una especie dificil para la piscicultura. Come fruta en particular | Rustin y Shipley, 1976 |
| Pirapitinga | Piaractus brachipomus | |||
| Cachama | Colossoma macropomum Brycon chagrensis | Venezuela Panamá | FAO, 1983 julio de 1981 | |
| Pearl spot | Etroplus suratensis | India meridional y Sri Lanka | De Silva y Perrera, 1983 De Silva, et al., 1984 | |
| Distichodus engycephalus | Africa occidental | Afinowi y Ezenwa 1982 | ||
| Herbívoros eficientes, Pueden actuar como | ||||
| Distichodus brevipinis | plagas en los arrozales | |||
| Distichodus rostratus | ||||
| Especie | Lugar y motivo de la introducción | Resuitado | Referencia |
|---|---|---|---|
| C. Idella | Malasia, para desbrozar un estanque de 1,8 ha, con una población de 375 peces | Se desbrozaron 22 t en 110 días | Hickling (1960) |
| URSS, para desbrozar el Canal Kara Kum | Caudal planeado reducido por las plantas; pérdida de 20 000 ha de plantaciones de algodón de regadío. Redicción de las vegetaciones | Edwards (1980) | |
| Arkansas, para desnbrozar 20 000 ha de lagos públicos | Ningún problema después de 15 años | Ruskin y Shipley (1976) | |
| T. rendalli y | Embalses de 2–10 ha en | Eliminación total después | Van der Lingen (1968) |
| T. zillii | Kenia | de 2–5 años | |
| T. zillii | Canales del Imperial Valley, en el sur de California; población de 2 500 peces/ha | Eliminación completa | Ruskin y Shipley (1976) |
| P. gonionotus | Java oriental, Indonesia Diques de riego | Desbroce de un embalse de 284 ha en 8 meses | Shuster (1952) |
| Gurami gigante O.goramy | Plan de regadío en la India | Control de plantas acuáticas | Hora y Pillay (1962) |
| Tilapias | Canales de riego de plantaciones de caña de úcar en Hawai, 75 000 alevines de 5–10 cm | Costo de los herbicidas, 5 000 dólares, reducido a 3 000 dólares con control de peces. Las plantas no volvieron a crecer | Little y Muir(1987) |
| Peso individual medio (g) | Densidad de población kg/ha | Promedio/ha |
|---|---|---|
| 10–15 | 50–60 | 5 000 |
| 20 | 60–90 | 4 000 |
| 30 | 60–120 | 3 000 |
| 100 | 120–150 | 1 500 |
| 200 | 180–250 | 1 000 |
| >300 | >200–300 | 500–850 |
Por lo general, las carpas herbívoras no se especializan en su alimentación, y se ha demostrado que consumen más de 170 especies diferentes de plantas acuáticas. Mitzner (1978) y Zonnevel y Van Zon (1985) llegaron a la conclusión de que la introducción en la masa acuática de la carpa herbívora cambiaría poco la estructura cualitativa de sus especies vegetales aunque la biomasa de vegetación disminuiría. Las especies menos apreciadas, de tejidos espinosos o duros, no se consumen hasta muy entrada la temporada, cuando han disminuido los suministros de otras plantas. Los peces más pequeños prefieren especies de plantas diferentes, por lo que, durante un cierto período, el control de las plantas en una masa acuática será bastante completo.
Las diferencias en las preferencias alimentarias, según algunos autores, están en función del tamaño de los peces o de la temperatura ambiente. Los peces más pequeños, de bocas de menor tamaño, prefieren los tejidos más blandos de la vegetación sumergida, y las raíces del jacinto acuático. Sería preferible, pues, introducir carpas herbívoras más pequeñas para la lucha contra el jacinto acuático, ya que las carpas más grandes se alimentan solamente de las hojas y no atacan los puntos de crecimiento (Zonneveld y Van Zon, 1985). Mitzner (1978) determinó que una carpa herbívora de unos 380 gramos de peso prefería las especies Najas y Potamogeton.
Las bajas temperaturas parecen afectar a las preferencias alimentarias de la carpa herbívora. A temperaturas inferiores a 12-15°C, la carpa consume las especies más blandas y suculentas de la vegetación, sumergida (por ejemplo, Elodea spp., Hydrilla verticillata, Myriophyllum y Potamogeton spp.). Este extremo debe tenerse en cuenta cuando se utilise la carpa herbívora para la lucha contra las vegetaciones acuáticas en aguas templadas.
En Egipto se planteó el problema de impedir a los pescadores que capturasen cantidades excesivas de peces en los canales de riego y los drenajes (Nour, comunicación personal). Los pescadores comprenden ahora que la alternativa a la carpa herbívora es el control químico, que tendría un efecto perjudicial en la pesca natural. En Michigan, los principales problemas relacionados con la acuicultura en los canales y la introducción de especies exóticas son la reducción de la calidad del agua, la difusión de las enfermedades y los efectos de los peces fugitivos en las especies utilizadas para la pesca deportiva (Whelan, comunicación personal).
Experimentos sobre la bionergía de la carpa herbívora han demostrado que esta especie tiene un bajo desgaste metabólico en comparación con otras especies, como la carpa común. Esto la hace más apta para la pesca y la acuicultura, ya que se dispone de más energía asimilada para el crecimiento (Huisman, 1979; Zonneveld y Van Zon, 1985). Además, la carpa herbívora tiene una baja eficiencia de conversión alimentaria, ya que su fisiología no está plenamente adaptada a su dieta herbívora, por lo que tiene que consumir grandes cantidades de materia vegetal para satisfacer sus necesidades metabólicas diarias (Van Zon, 1984). Hickling (1966) observó que hacían falta 48 g de vegetación para obtener un aumento de peso de 1 g. Si bien esta característica no puede considerarse normalmente favorable para la acuicultura o la pesquería, es muy ventajosa cuando la especie se utiliza para la lucha contra las hierbas acuáticas.
La introducción en gran escala de carpas herbívoras en los canales de riego y avenamiento de Egipto dio resultados favorables en la lucha contra la vegetación acuática y aumentó la producción de proteína en las vías acuáticas de este país (Van Zon, 1984). Se introdujeron peces de 20 a 30 g de peso, con una densidad de 60 a 120 kg/ha. La introducción de peces más grandes tiene el inconveniente de que las densidades de población han de aumentarse para obtener un mismo nivel de control de las hierbas acuáticas. En Egipto se ha comprobado que peces de 20 a 30 g de peso introducidos a una densidad de 50–60 kg/ha producen el mismo resultado, desde el punto de vista del control de las plantas acuáticas, que peces de 200 gramos a una densidad de población de 200 kg/ha (cuadro 7) (Van Zon, 1984). No obstante, en los lugares en que los predadores naturales pueden causar problemas, quizás deban introducirse peces de mayor tamaño.
Aunque los peces más pequeños pueden introducirse en menores densidades, no consumen plantas de tallo leñoso como el Phragmite y el Typha sp. Sin embargo, como estos peces consumen fácilmente más de 200 especies de plantas durante toda su vida, y teniendo en cuenta que su pequeño tamaño hace que los pescadores no se interesen en ellos, su introducción presenta ventajas evidentes. Anteriores experimentos con peces de mayor tamaño (260 g) indicaron que la pérdida causada por la actividad pesquera tendía a disminuir la eficacia del programa de introducción de carpas herbívoras para la lucha contra la vegetación (Van Zon, 1984).
El empleo de la carpa herbívora para el control de las plantas acuáticas presenta también la ventaja de reforzar las poblaciones de peces endémicas, aumentando el índice reciclaje de nutrientes en el sistema (Van Zon, 1984). Asimismo, parece que las tasas de crecimiento son más rápidas: en los lagos de los EE.UU. (Mitzner, 1978) peces de 350 g alcanzaron 1 571 g de peso en 80 días, mientras que peces de 48,7 mm alcanzaron 186 mm de tamaño en seis meses (Colle et al., 1978).
Un análisis económico del sistema mostró que el control biológico de las plantas acuáticas era mucho más barato que los métodos convencionales (cuadros 8, 9, 10, 11). El control químico, y el mecánico, tienden a modificar la vegetación en favor de especies menos susceptibles a los productos químicos utilizados (cuadro 12). Esto causaría aún mayores costos de control y haría necesaria una planificación a largo plazo (Van der Bleik et al., 1982). La carpa herbívora no surte este efecto, y su utilización se traduce en un descenso general del número de plantas.
En los Estados Unidos se determinó que los costos del control químico eran muy superiores a los de la utilización de la carpa herbívora. En Florida se aplicó un tratamiento químico a 15 000 hectáreas de Hydrilla, con un costo de 9,1 milliones de dólares EE.UU., mientras que, según las estimaciones, la introducción de carpas herbívoras a razón de 35 peces/ha habría costado 1,71 milliones de dólares (precios de 1977) (Haller, 1979). En California se calculó que el costo de la aplicación de productos químicos para desbrozar los canales excedería los 150 000 dólares al año, pero la introducción de la carpa herbívora en los canales ha supuesto solamente un costo de 15 000 dólares al año (Fish Farming International, 1988). Además de las ventajas económicas, el empleo de la carpa herbívora tiene efectos más duraderos.
| Métodos de control | Anchura del canal | Anchura del drenaje | ||||
|---|---|---|---|---|---|---|
| >10m | 5–10m | <5m | >10m | 5–10m | <5m | |
| Sólo mécanico | 1 700 | 1 140 | 540 | 1 150 | 865 | 540 |
| Químico más mecánico | 1 175 | 925 | 410 | 925 | 670 | 410 |
| Carpa herbívora más mecánico | 7851 | 5402 | 3 | 7851 | 5402 | 3 |
Notas:* Después del segundo año de introducción.
1 Anchura media estimada, 15m.
2 Anchura media estimada, 7,5m.
3 No apto para la introducción de peces.
| Costos anuales | Dólares de los EE.UU./ha |
|---|---|
| Repoblación de 750 alevines de 30g Precio estimado del cercado | 190 |
| (por km, depreciación 5 años) | 25 |
| Mantenimiento adicional estimado | 175 |
| Vigilancia/limpieza | 300 |
| Total | 690 |
| Ingresos anuales | |
| 600 kg de carpas herbívoras | 1 050 |
| 500 kg de especies ícticas endémicas | 625 |
| Total | 1 675 |
| Canales | Drenajes | |||
|---|---|---|---|---|
| Costos | Ingresosb | Costos | Ingresosb | |
| Métodos mécanicos únicamente | 1 700 | 550 | 1 150 | 550 |
| Métodos químicos más otors métodos mecánicos | 1 175 | 550 | 925 | 550 |
| Carpas herbívoras más otros métodos mecánicosa | 785 | 2 500 | 785 | 2 500 |
a A partir del segundo año de la introducción
b Rendimiento tradicional de las especies endémicas: hastakg/ha/año. Después de la introducción de la carpa herbívora: hasta500 kg/ha/año. Producción viable de carpa herbívora: por lo menos 600kg/ha/año.
| Primer año | Introducción de 3 000 carpas herbívoras de 30g | 750 |
| Precio estimado del cercado por km (depreciación, 5 años) | 25 | |
| Mantenimiento convencional adicional estimado (por km 10–15 %) | 175 | |
| Vigilancia/limpieza (1 empleado/2 km) | 300 | |
| Costos totales | 1 250 | |
| Rendimiento posible | 2 375 | |
| Cuarto año: | Introducción de 750 carpas herbívoras de 30g | 190 |
| Precio estimado del cercado (por km, depreciación 5 años) | 25 | |
| Mantenimiento convencional adicional estimado (por km 10–15 %) | 175 | |
| Vigilancia/limpieza (1 empleado/2 km) | 300 | |
| Costo total | 690 | |
| Rendimiento | 1 735 |
* Se supone que las carpas herbívoras grandes rinden 1,75 dólares/kg; las espesies endémicas de peces (500/ha) tienen un precio medio de 1,25 dólares/kg (1982).
| Tipo de control | Mecánico | Herbicidas* | Carpa herbívora | |
|---|---|---|---|---|
| Biota | Persistente | No persistente | ||
| Macroflora | ||||
| Biomasa | 4 | 5 | 4 | 5 |
| Diversidad | 3 | 5 | 5 | 3 |
| Fitoplancton | ||||
| Biomasa | 6 | 4 | 4 | 2 |
| Diversidad | 3/6 | 5 | 4 | 3/2 |
| Zooplancton | ||||
| Biomasa | 6 | 2 | 4 | 2 |
| Diversidad | 3/6 | 5 | 5 | 3 |
| Macro-invertebrados | ||||
| Biomasa | 6 | 5 | 4 | 2 |
| Diversidad | 3/6 | 5 | 5 | 3 |
| Peces | ||||
| Biomasa | 6 | 6 | 6 | 1 |
| Diversidad | 3/6 | 6 | 6 | 3 |
Notas:1 - más de ]2 - temporalmente más de ]3 - igual ]4 - temporalmente menos de ] ---en situación no perturbada5 - menos de ]6 - no hay datos, o los datos noson muy fiables ]
* - Por no persistente se entiende una media vide delcompuesto activo de menos de 14 días.
Desde que se dio publicidad por primera vez a las posibilidades de utilizar la carpa herbívora para la lucha contra las plántas acuáticas, el grado de interés y las actividades de investigación han aumentado considerablemente. En los canales de riego y avenamiento del sur de Florida se llevaron a cabo experimentos de eliminación de hierbas acuáticas con carpas herbívoras (Schramm y Jirka, 1986). Se obtuvo un control efectivo de la especie Hydrilla verticillata con densidades de población de 110 peces (peso medio 0,6kg) por hectárea de agua. la baja supervivencia de los peces observada en este estudio se atribuyó al bajo nivel de agua en los canales durante el riego y el avenamiento, a la presencia de herbicidas y plaguicidas en el agua de drenaje, y a los bajos niveles de oxígeno en las zonas de gran densidad de vegetación.
La carpa herbívora se ha empleado extensamente en los Países Bajos para la eliminación de las plantas acuáticas de los canales de riego y avenamiento, como alternativa a los medios químicos y mecánicos de control (Van Zon, 1984). En este caso se han observado varias limitaciones al empleo de la carpa herbívora, en relación con la calidad del agua, la naturaleza física de la masa acuática y las otras utilizaciones de la vía acuática. Zonneveld y Van Zon (1985) estudiaron las principales limitaciones, que se exponen a continuación.
Debe considerarse la posibilidad de la fuga o la migración de los peces a otras masas acuáticas. Esto tendría por efecto la disminución de la densidad de población y de la eficacia del control de las plantas acuáticas en la zona inmediata. La utilización de cercados para controlar los movimientos de los peces puede no ser práctica, ya que reduciría el caudal en los canales. Schramm y Jirka (1986) observaron que el movimiento de las carpas herbívoras aumentaba al subir el nivel del agua, dando lugar a una migración “aguas arriba”, controlada sólo parcialmente por barreras que, a su vez, reducían la fluidez del agua. Estos mismos autores indicaron que un método eficaz de captura y una distribución controlada permitirían una utilización más efectiva de los peces.
Los niveles bajos (<4 mg/l) o fluctuantes de oxígeno disuelto reducen sustancialmente la tasa de alimentación de la carpa herbívora (Shireman et al., 1977). Un fuerte crecimiento de las plantas acuáticas puede causar fluctuaciones diurnas y nocturnas del oxígeno, y por ello se ha sugerido (Aliyev, 1976; Sutton et al., 1979; Van Zon, 1980) el empleo de la carpa herbívora como método secundario de control de las plantas acuáticas, después de haber llevado a cabo la eliminación de las malezas acuáticas. Schramm y Jirka (1986) observaron que la mortalidad de los peces aumentaba en las zonas de densa vegetación, debido a la creación de condiciones anaeróbicas. Se determinó que los peces pequeños eran más tolerantes a un bajo nivel de oxígeno. Se observaron limites de oxígeno de 0,32–0,60 mg/O2/l para carpas herbívoras de 2 a 3 g (Opuszynski, 1976), y se sugirió que esta tolerancia estaba relacionada con las condiciones ambientales naturales de las aguas (zonas de densa vegetación) utilizadas por los peces jóvenes para protegerse.
Aunque la carpa herbívora elimina efectivamente las plantas acuáticas a temperaturas de 15 a 30 °C (Kilambi y Robison, 1979), estos peces tienden a evitar las temperaturas más frías, en las cuales sus preferencias alimentarias cambian y se hacen menos generalizadas.
La carpa herbívora es muy tolerante a las perturbaciones, pero tiende a arrancar plantas solamente en las zonas en que otros peces han estado comiendo (Van Zon, 1977). Asimismo prefiere profundidades del agua superiores a los 30 cm (Janichen, 1978), lo que tiende a limitar su participación en las operaciones de eliminación de plantas acuáticas en los canales de campo muy superficiales, salvo que se recurra al cercado para evitar el desplazamiento a zonas más profundas.
Además, los grandes volúmenes de materia fecal producidos por la carpa herbívora pueden provocar un cambio en la calidad del agua (Hickling, 1966). Se han observado cambios en la turbidez del agua y la concentración de potasio en estanques poblados con carpas herbívoras y para combatir la proliferación de plantas acuáticas, pero no a niveles que pudieran causar problemas ecológicos (Lembi et al., 1978; Avault et al., 1968). Sin embargo, estos problemas son muy importantes en los canales de riego.
La ventaja más evidente de la utilización de la carpa herbívora como agente de control biológico, con preferencia a los métodos químicos o mecánicos, es el aumento directo a bajo costo de la producción de alimentos en la masa de agua. La mayor producción de nutrientes creada por los peces puede favorecer el crecimiento de especies locales de peces, lo que en Egipto se tradujo en un incremento de la producción de 100 a 200 kg/ha (Bailey, 1978; Shireman y Smith, 1981). Parte de la población puede eliminarse, hasta un total de 500 kg/ha al año, ya que con el programa de gestión todos los años se añade un 25% más de peces a la población original. Entre las operaciones de gestión de los programas de control biológico figura la eliminación de un cierto porcentaje de peces, ya que una población demasiado numerosa puede dar lugar a un alto nivel de turbidez y a la erosión de los bancales. El número puede calcularse con técnicas de marcaje y recaptura (Robson y Regier, 1964, 1971). En los lugares donde se lleven a cabo también actividades pesqueras naturales, habrá que regular la captura; para ello existen varios métodos, entre ellos los siguientes:
La regulación de la pesca; método no muy eficaz con pescadores artesanales.
La determinación de un período de veda cuando la vegetación sea más densa; método que beneficiaría también a las especies de peces endémicas.
La regulación del arte de pesca empleado; esto sólo sería útil en el caso de que los peces de un tamaño determinado que tuviera gran demanda en el mercado. En muchos países hay un mercado también para los peces más pequeños.
La devolución al agua de los peces demasiado pequeños.
Otras especies que se ha comprobado reducen o eliminan ciertas plantas acuáticas (véanse los cuadros 5 y 6) son la carpa común, Cyprinus carpio, que remueve el substrato lo suficiente para impedir el crecimiento de las plantas sumergidas como consecuencia de la disminución de la luz causada por la mayor turbidez. Este resultado se obtiene con una población de densidad mínima de 400 carpas por hectárea. La variedad israelí de la carpa común sirve para eliminar el alga Pithophora, y otras algas monofilamentosas, cuando se introduce en pequeñas cantidades (55 adultos por hectárea). Las especies de Tilapia Oreochromis mossambicus, O. niloticus y Tilapia melanopleurase alimentan tamnién de pithophora, y de otras especies de algas filamentosas y plantas sumergidas (Lawrence, 1966).
Otras especies utilizadas para el control de las plantas acuáticas son la Metynnia sp. (Holm et al., 1969) y la Tilapia Zillii (Petr, 1987). Esta última especie se utilizó para eliminar las especies de plantas sumergidas en Arizona y California. Sin embargo, la Tilapia fue víctima de una intensa depredación por parte del pez de agalla azul y la perca de boca grande (Petr, 1987). En cambio, el empleo de carpas herbívoras con esta misma finalidad causó un descenso de las poblaciones de las dos especies anteriormente citadas, debido quizás al aumento de la turbidez y a la invasión de los lugares de cría por la carpa herbívora (Forester y Lawrence, 1978). Así pues, debe mantenerse un cuidadoso equilibrio entre el control efectivo de las plantas acuáticas y los efectos en las poblaciones naturales.
En el plan de riego del Nilo, en Egipto, el jacinto acuático, Eichhornia crassipes, se recoge de los canales y se utiliza para sustituir aproximadamente el 30% de las proteínas concentradas en las hojas con que se alimenta la carpa común. Esto reduce la cantidad de alimentación requerida y la proporción de la dieta aumenta durante épocas de escasez de alimentos. Los desechos agrícolas resultantes de la recolección, etc., se utilizan también como alimentos artificiales suplementarios para los peces (Nour, comunicación personal).
Se observó que las tilapias del Nilo criadas en jaulas en Indonesia preferían como alimento la especie Lemna minor, en vez de la Hydrilla verticillata o la Chara spp. (Rifai, 1979, 1980). Otra planta acuática, la Ipomoea aquatica, se produce en toda Asia principalmente para la alimentación humana, aunque las puntas, que no se comen, se destinan a alimentar a los peces. Little y Muir (1987) comunican que la Azolla pinnata se emplea junto con las algas verdiazules, Anabaena azolla, para alimentar a las tilapias del Nilo, aunque los experimentos de Pullin y Almazin (1983) indican que las tasas de crecimiento de los peces alimentados con esta planta son insuficientes, debido al alto contenido de fibra y al bajo contenido de carbohidratos de esta especie. En el cuadro 13 pueden verse las cifras de productividad de las plantas acuáticas más frecuentes.
El crecimiento de las plantas acuáticas en los canales de riego y otras vías acuáticas es un importante problema en muchas partes del mundo, y puede suponer una merma considerable para la agroeconomía, sobre todo en los países en desarrollo. Se está intentando encontrar métodos alternativos de control de las plantas acuáticas, ya que los métodos tradicionales (productos químicos o control manual/mecánico) son cada vez más costosos y menos prácticos.
Una solución del problema que cada día adquiere más partidarios es el empleo de agentes biológicos de control. El grado de interés que despierta la utilización de peces (sobre todo la carpa herbívora) para controlar el crecimiento excesivo de la vegetación acuática en los canales de riego y las actividades de investigación al respecto han aumentado bastante en los últimos años, y en la actualidad diversos estudios muestran que no sólo es posible emplear de manera positiva y económica a los peces para la eliminación de las plantas acuáticas, sino que además este sistema puede dar lugar a un incremento del suministro de proteínas para las comunidades rurales.
A pesar de que, por lo general, se las considere una plaga, las plantas acuáticas pueden dar también un rendimiento económico. Esto es especialmente cierto cuando su crecimiento se integra con otras actividades de cultivo, como la producción piscícola, en cuyo caso las plantas pueden constituir una fuente barata de alimentos o fertilizantes.
