Quien
contamina, paga: ¿Avance legislativo?
Eduardo
Usunoff (*), José González Castelain (*) y Marisa Miranda (#)
(*)
Instituto de Hidrología de Llanuras (UNCPBA, CIC, MA)
(#)
Instituto Tecnológico de Chascomús (CONICET)
ABSTRACT
Aside
from higly developed countries, it was not until few years back that some
efforts were devoted to meet the goals of economical growth and natural
resources quality preservation.
Because
of that, their rules or laws do not address what today emerges as demands by the
society: a rather high living standard and the enjoyment of a non-polluted
environment. Such rules deem proper to apply economical fines to those who
pollute the environment. Thus, a situation is set up so that contamination is
virtually allowed as long as the national treasure gets its share.
That
is known as the “pollutant-payer” principle (PPP).
This
paper seeks the juridical validity of such principle, and finds it unfear,
ethically questionable, and weak as a law-making thought. It is seen, at the
most, as a complement of an action aimed at the restoration of the damaged
system to its original status.
Given
such a lack of juridical support, the second part of this paper explores the
limiting factors and characteristics of water resources (surface and
groundwater) which may have incidence in looking for an updated set of rules or
laws to address the above mentioned demands of the societies in the verge of the
XX century.
RESUMEN
Salvo
en países de avanzada, hasta no hace muchos años pocos esfuerzos se volcaban a
la compatibilización del crecimiento económico con la conservación de la
calidad de los recursos naturales. Por la misma razón, las legislaciones o
normas no reflejan adecuadamente lo que hoy se presentan como demandas de la
sociedad: el alcance de un buen pasar económico y el disfrute de un medio
ambiente no contaminado. Las legislaciones aludidas, cuando lo hacen, juzgan que
es procedente aplicar sanciones económicas a aquellos que degradan el medio. Se
establece, de hecho, una situación que permite contaminar en tanto se aporte al
estado. Se lo conoce como el principio del contaminador-pagador (PCP).
Este
trabajo analiza la validez jurídica de ese precepto, y lo encuentra
inequitativo, falto de ética, y por ende endeble en cuanto a derecho. Se lo
concibe, en todo caso, como un complemento a la restitución de lo dañado o
alterado a su situación original.
Aceptando dicha falta de sustento jurídico, la segunda parte del trabajo explora los condicionantes y características de las aguas superficiales y subterráneas que podrían incidir llegado el momento de buscar una salida jurídica más acorde con los tiempos y las arriba aludidas demandas de las sociedades de fin del siglo XX.
INTRODUCCIÓN
Si
bien la situación utópica es la de comunidades económicamente florecientes
conviviendo en armonía con sus recursos naturales, la realidad mundial dista
bastante de tal escenario. Las crónicas periodísticas y la tendencia temática
de las publicaciones especializadas demuestran claramente que la degradación
(de una u otra forma) de los recursos naturales es una constante, agravada en países
subdesarrollados o con economías emergentes.
Son
pocas las normas jurídicas que desatienden este problema, pues la globalización
económica ha llevado a los distintos países a incorporar la noción de
desarrollo sustentable, aunque en muchos casos sólo a título enunciativo. Es
particular el caso de cómo se trata al infractor, entendido por tal a aquel
cuya actividad produce un deterioro del recurso de magnitud variable y parcial o
totalmente reparable. La opción que normalmente se encuentra es el
establecimiento de un resarcimiento pecuniario. Este trabajo cuestiona la
validez de ese principio (“contaminador-pagador”), y lo hace partiendo de su
legitimidad desde el punto de vista jurídico.
Se
ha intentado hacer un enlace de aspectos legales y técnicos que, aunque
tibiamente multidisciplinario, representa un avance sobre las visiones centradas
en enfoques puramente disciplinarios. Por el carácter diferencial en cuanto a
su dinámica y características, se ha hecho necesario tratar por separado a las
aguas superficiales y a sus homólogas subterráneas. Esto no restringe las
conclusiones al campo de los recursos hídricos, y se las cree extrapolables a
otros ámbitos de discusión de la conservación de la calidad de los recursos
naturales.
EL
PRINCIPIO “CONTAMINADOR-PAGADOR” (PCP) EN EL DERECHO ARGENTINO
Un
análisis muy apropiado de este aspecto se encuentra en Miranda (1994, 1997), y
lo aquí presentado resume la caracterización lograda en ese trabajo. Este
principio, que se origina a partir del análisis económico del derecho, ha sido
aplicado en los países de avanzada desde al menos 30 años atrás. Dicho
principio sostiene, resumidamente, que quien causa un determinado deterioro debe
hacerse cargo de los gastos requeridos para su corrección. Según Cano (1978)
es posible inferir que el que resulte responsable distribuirá este costo
adicional de producción entre los que compran sus productos o son usuarios de
sus servicios. Esto supone una “socialización” de los incrementos de los
costos de producción, que no es fácilmente justificable. La genuina equidad se
lograría si no se ven afectados (económicamente) los que no producen el
deterioro o no se benefician con dicha situación.
El
PCP tiene como soportes la Teoría de la Compensación (paga quien hace
necesaria una intervención gubernamental correctora en la medida del costo de
la misma) y la Teoría del Valor (paga quien se beneficia por contaminar en la
medida de las utilidades así obtenidas). Así expuesto, el PCP parte de un par
de hipótesis de dudosa o nula legitimidad: los recursos naturales son
inagotables, y sus componentes son compartimentos exentos de interrelaciones.
Miranda (1994, 1997), en vista de ello, propone estudiar el contenido ético del
PCP, un precepto que esencialmente otorga el derecho de contaminar a cambio de
un resarcimiento pecuniario.
El
Código Civil Argentino (CCA), en su artículo 1083, establece como prioritaria
la reparación in natura, es decir la reposición de la situación a su
estado anterior (incontaminado).
Sólo cuando ello no es posible, se enuncia el resarcimiento pecuniario. Por otra parte, el artículo 2618 del CCA otorga al juez amplias facultades para ordenar la indemnización del daño o la cesación de las molestias. Esta disyuntiva lleva generalmente a los magistrados a preferir la primera opción por temor a perjudicar las actividades productivas. En realidad, la correcta lectura del artículo 1083 no plantea disyuntiva posible; se trata de un camino decisorio único condicionado exclusivamente por la imposibilidad técnica de lograr la limpieza del sitio contaminado.
La
imposición de multas a los ofensores no parece garantizar la conservación del
medio ambiente o su saneamiento en caso de hallarse polucionado. Tal multa o
sanción pecuniaria es un elemento que ingresa en la relación costo/beneficio
del contaminador, y que decide desde su simple absorción por parte de la
empresa al cese de actividades con despido del personal. El PCP es, por ende,
moralmente inaceptable. Así lo reafirma De Arenaza (1983), proponiendo su
rechazo, en tanto que significa legislar la noción de “dañe y pague”.
Resulta
interesante reproducir una parte del artículo 2618 del CCA: “Las molestias
que ocasionen el humo, calor, olores, luminosidad, ruidos, vibraciones o daños
similares por el ejercicio de actividades en inmuebles vecinos, no deben exceder
la normal tolerancia teniendo en cuenta las condiciones del lugar y aunque
mediare autorización administrativa para aquellas”. Esta frase abre la
posibilidad de discutir la legitimidad de dos conceptos inherentemente
incluidos: la afectación se produce sobre fincas linderas, y es posible definir
lo que se denomina normal tolerancia.
Es
cierto que al momento de sanción del CCA los problemas ambientales se suponían
una cuestión de vecindad, y en tal sentido ingresaron como restricciones y
limitaciones al dominio.
Pero
la concepción ha evolucionado al igual que la extensión e intensidad de los
problemas ambientales. Las patologías derivadas de las contaminaciones han
abandonado el marco de los conflictos privados y requieren de un tratamiento
tutelar por parte de los integrantes de la comunidad toda. Oneto (1979) indica
que la protección del ambiente es un interés no diferenciado y difuso, del que
participa un grupo no suficientemente individualizado de personas en un cierto
espacio físico tampoco claramente delimitado. Así interpretado, resulta claro
que lo expresado en el artículo 2618 del CCA es restrictivo e inadecuado. La
solución sería el acceso a la justicia a los titulares de intereses difusos.
Coincidentemente, la Constitución Nacional vigente a partir de la reforma de
1994 en su artículo 43 consagra el amparo ambiental dentro de la tutela de los
derechos de incidencia colectiva.
La
discrecionalidad judicial del artículo 2618 del CCA se manifiesta en la
posibilidad del juzgador de establecer cuál es el límite de la “normal
tolerancia”. Tal límite establece la diferencia entre una actividad lícita y
una ilícita, y en este último caso permite al juzgador optar entre la
indemnización de los daños o la cesación de la actividad perjudicial. Se
entiende que existe una actitud ilícita cuando se emiten libremente sustancias
tóxicas que el medio no es capaz de neutralizar. Esa capacidad de neutralización,
por ende, se interpreta como el de “normal tolerancia” (es decir se usa el
medio; no se abusa de él). El límite puede técnicamente ser establecido, y
por ello no existirían bases del posible libre albedrío otorgado al juzgador.
La
mayor parte de la doctrina entiende que la indemnización en dinero no debe
concebirse como una sanción autónoma, sino complementaria a la cesación de
las molestias. Es que la indemnización con finalidad disuasoria de la actividad
dañosa ha probado en la mayoría de los casos su inefectividad: el responsable
normalmente opta por calcular costos y elegir la alternativa de menor erogación,
que casi invariablemente se reduce a pagar la indemnización y seguir
contaminando. Esa indemnización, por otra parte, muy raramente se atiene al número
de víctimas (el interés difuso antes mencionado) y a los efectos futuros de la
actividad contaminante actual.
Por
ende, la indemnización por sí no es equitativa si no conlleva un cese de las
molestias.
No existen elementos en la legislación argentina que decididamente propugnen que las actividades productivas y conservativas deban considerarse antinómicas. El desarrollo armónico de los conceptos de bienestar económico y medio ambiente saludable deben interpretarse como complementarios e insustituibles en una sociedad coherentemente organizada.
ASPECTOS
TÉCNICOS VINCULADOS CON EL PRINCIPIO “CONTAMINADOR-PAGADOR”
De
aceptarse la improcedencia ética del PCP, la carga del análisis se desplaza
hacia los aspectos técnicos, particularmente sobre la forma en que los mismos
deben expresarse en los propios cuerpos enunciativos de la ley y en sus
reglamentos.
En
esencia, puede suponerse que virtualmente no existen elementos de la Hidrología
cuantitativa y cualitativa que puedan desecharse, aunque lo expuesto en la
primera parte de este trabajo enfatiza la necesidad de ciertas labores técnicas.
En efecto, en su mínima expresión se trata de: (a) alentar a que nunca se
inicien prácticas potencialmente lesivas a los recursos; (b) sancionar al
causante de una contaminación; y (c) no permitir que continúe su práctica
contaminante a la par de hallar remedio al mal causado. Por ello, los grandes títulos
que técnicamente gobiernan esos objetivos son la definición del grado de
afectación de áreas contaminadas, su decontaminación, y las formas de
vigilancia de la calidad de los recursos. Debe reconocerse que la dinámica
diferencial (velocidad del flujo, tiempo de renovación) y el grado diferencial
de reconocimiento jurídico de las aguas superficiales con respecto a las
subterráneas hace que las acciones a emprender tengan distinto alcance.
Aguas
subterráneas
La
eventual sanción del responsable de una contaminación presupone que, técnicamente,
puede delimitarse la extensión y gravedad del hecho. Es apropiado indicar que,
en este sentido, las contaminaciones de origen inorgánico son más fácilmente
tratables y en la mayoría de los casos menos nocivas que aquellas que
involucran compuestos orgánicos. Y con respecto a tales especies orgánicas y
sus metabolitos, no existe a nivel mundial un desarrollo homogéneo de técnicas
analíticas de detección. Más aún, ciertas características o parámetros que
definen la capacidad de retención de las especies por los sedimentos son
dependientes de la escala de trabajo, donde la mayor diferencia se establece
entre experiencias de laboratorio y ensayos de trazadores a campo (Cohen, 1996).
Es también sabido que las técnicas de muestreo alteran los resultados finales.
Por todo ello, es necesario que el sector científico defina claramente:
1)
Protocolo de toma de muestras.
2)
Protocolo de transporte de muestras.
3)
Protocolo de análisis de muestras.
4)
Control de calidad de los datos obtenidos.
Una
herramienta apropiada para el manejo de los datos de un área contaminada podría
ser la modelación del sistema que, aunque deseable, no es siempre exigible por
las incertidumbres del método (Usunoff, 1998). Además, supone un conocimiento
importante de las condiciones hidrogeológicas de la zona, que en la mayoría de
los casos es más una expresión de deseos que una realidad. En un orden más
bajo de grado resolutivo pueden emplearse soluciones analíticas o semianalíticas
(ver, por ejemplo, Javandel et al., 1984), aunque invariablemente supone el
adoptar hipótesis no estrechamente vinculadas con la realidad (sorción lineal
y reversible, términos de fuente/sumidero de orden cero o a lo sumo uno, etc.).
Se concluye, entonces, que el conocimiento técnico no está lo suficientemente
depurado como para entregar respuestas concluyentes que permitan delimitar
claramente la responsabilidad del infractor (causante de la contaminación).
Esta falencia técnica debiera reflejarse en actitudes flexibles a la hora de
adoptar medidas punitivas.
Amparados
en la noción que la imposición de sanciones debe ser complementaria al cese de
las afectaciones, surge inmediatamente las cuestiones relativas a la restitución
de lo contaminado a su estado original. Es lo que más arriba ha sido denominado
decontaminación, que no es una tarea sencilla o siempre factible. Aquí debe
aclararse que muchas normativas suponen que las acciones son la imposición de
una multa y la obligatoriedad del cese de las actividades contaminantes, aunque
un paso adelante sería la imposición al causante del deber de recuperar a su
estado natural los recursos afectados. Es evidente que este eventual avance
corrige de manera casi óptima la desviación causada por la contaminación, y
aparece como una acción justa y requerible. Los aspectos técnicos de la
decontaminación han sido ampliamente estudiados y probados en los países de
avanzada, y existe una historia de 20 a 30 años de intentos más o menos
exitosos. No es casual que la literatura hidrogeológica de las últimas dos décadas
registre un inusitado número de trabajos publicados en este tema, con un
crecimiento superior a otras áreas temáticas. Nuevamente, los mayores
problemas se refieren a las contaminaciones con especies orgánicas.
Una
buena parte de los contaminantes orgánicos solubles en agua corresponden, al
menos en su comportamiento, al dominio de los agroquímicos (principalmente
biocidas). La porción no utilizada de agroquímicos (ya sea fotodescompuesta en
superficie o absorbido por el vegetal o rastrojo) ocupa las tres fases del
horizonte edáfico: sólida, gaseosa y líquida. La fase gaseosa suele
autoeliminarse por volatilización, la fase sólida adsorbe el compuesto en
lugares de enlace en arcillas y materia orgánica, en tanto que el remanente en
fase líquida está sometido a degradación química y microbiana. La
consecuencia indeseable es que el flujo de agua transporta en solución al
contaminante o a sus metabolitos, con amplias chances de incorporarse a las
aguas subterráneas. Otros contaminantes orgánicos hallados en el subsuelo, no
miscibles en agua y de densidad variable, son los conocidos como LNAPLs (light,
non-aqueous phase liquids) y DNAPLs (dense, non-aqueous phase liquids).
Es
evidente que el tipo de técnica decontaminante depende estrictamente del
contaminante detectado. En general, se distingue entre tratamiento in situ o
bien extracción del volumen contaminado y posterior tratamiento. Los grandes
grupos de los tratamientos in situ son:
(a)
inyección de vapor; (b) inyección de vapor y aire, y (c) siembra de
microorganismos degradadores del compuesto. Pareciera que la opción (b) es la
de mayor eficacia (Schmidt et al., 1998), entendiéndose por tal la que supone
un balance adecuado de tiempo de tratamiento y costos asociados. Los métodos de
extracción y tratado (“pump and treat”) son preferidos por muchos en cuanto
a que se logra un mayor control de la eficiencia del tratamiento (muchas veces,
un simple venteo), pero se coincide que la recuperación de los contaminantes
del acuífero por debajo de los límites máximos tolerables raramente se logra
(Bartow y Davenport, 1995).
La
protección de los recursos hídricos no alterados, ni en calidad ni en
cantidad, constituye la mejor apuesta a futuro de las sociedades dispuestas a
lograr un desarrollo ambientalmente sustentable. Debe inferirse que esta tarea
de vigilancia del estado del recurso es tanto más efectiva cuando la detección
de eventuales contaminantes se efectúa antes de su incorporación a las aguas
subterráneas. Por ello, los esfuerzos deben estar centrados en el monitoreo de
la denominada zona vadosa, es decir aquella porción del perfil geológico por
encima de un acuífero perenne. Por otro lado, la instalación de tales redes de
monitoreo son razonablemente exigibles en los sitios donde se llevan a cabo prácticas
potencialmente contaminantes (plantas de tratamiento de efluentes, sectores de
almacenamiento de sustancias nocivas, sitios de deposición final de residuos,
etc.). Una excelente revisión se presenta en Cullen (1995), quien destaca que
las principales metas del monitoreo de la zona vadosa son: (1) establecimiento
de las condiciones de base, es decir el acceso al conocimiento del estado del
sistema en su condición natural; (b) identificación de los caminos de
transporte de los contaminantes, que en esencia constituye el conocimiento de
los materiales geológicos (tipo y disposición); (c) apreciación de la
gravedad y extensión de un episodio contaminante, aspecto este que sólo tiene
validez cuando se accede a un sitio ya afectado; (d) diseño apropiado de la red
de monitoreo, que guarda estrecha relación con los puntos ya señalados; y (e)
medición de los parámetros requeridos en un análisis de riesgo.
Se
supone que las redes de monitoreo deben tener un control independiente por parte
de organismos estatales o integrantes del sistema científico-tecnológico,
aunque ello no obstaría para requerir que parte de los costos de instalación y
mantenimiento sean afrontados por los eventuales contaminadores. Sin embargo, el
cuidado del medio ambiente no integra la agenda de preocupaciones inmediatas de
los empresarios argentinos (Quiroga et al., 1994). Folgarait (1993) añade
que la falta de controles y de aplicación de castigos, sumadas a las escasas
voces de protesta por parte de los afectados, otorgan margen para evitar
disminuir la contaminación. Es pertinente citar textualmente un párrafo de un
informe del Banco Mundial (1992, p. 14): ”En el curso de las últimas décadas
el mundo ha aprendido a recurrir más a los mercados y a depender menos de los
gobiernos en la tarea de promover el desarrollo, pero la protección ambiental
es un campo en el que los gobiernos deben seguir representando un papel
principal. Los mercados privados ofrecen escasos o nulos incentivos para reducir
la contaminación. Ya se trate de contaminación del aire en los centros
urbanos, de la descarga de desechos insalubres en los cursos públicos de agua o
de la explotación excesiva de tierras cuya propiedad no está clara, los
argumentos a favor de la adopción de medidas por parte del sector público son
irrebatibles”.
Parece
claro que, sin control estatal, el mercado no es eficaz para la correcta gestión
ambiental. Y el perjuicio afecta a amplios estratos de la sociedad (costo
social) en tanto que los beneficios son claramente individuales (contaminador).
En
sociedades de mediano desarrollo es justo decir que los conceptos del párrafo
anterior no pueden efectivizarse rápidamente a menos que medie una decisión
política que ayude a los contaminador a ajustar la economía de sus empresas.
No se trata de proponer subsidios de por vida, aunque sí de alicientes que en
el corto plazo eviten que los empresarios vean reducida bruscamente su relación
costo/beneficio (desgravaciones fiscales, exención de impuestos, etc.),
aplicables en los casos en que se exhiba clara vocación al cambio hacia
tecnologías limpias.
Un
párrafo especial merecen las evaluaciones de impacto ambiental (EIA). Su
concepción es claramente preventiva, y resulta altamente auspicioso que su
obligatoriedad sea reconocida por la mayor parte de los entes de gobierno
vinculados al cuidado del medio ambiente.
Aguas
superficiales
Aunque
la mayor parte de la legislación nacional que involucra a las aguas
superficiales no hace mención expresa al PCP, en ciertos aspectos su
consideración práctica se podría entender dentro de este principio.
Técnicamente,
la metodología dominante en la legislación argentina referida a "la
conservación y protección de los recursos hídricos" (Decreto 999/92 de
la Presidencia de la Nación, Ley 5695 de la Provincia de Buenos Aires y su
Decreto Reglamentario 2009/60, etc.) consiste en la fijación de valores máximos
de emisión para los efluentes líquidos que se disponen en ambientes acuáticos,
es decir, son designadas las concentraciones máximas permitidas para algunas
variables físico–químicas y bacteriológicas medibles en el efluente, previo
al ingreso del mismo al cuerpo receptor.
Por
supuesto, la legislación prevé organismos de inspección y control del
cumplimiento de esos valores máximos, y se estipulan sanciones para aquellos
infractores. Estos organismos de control quedan habilitados para fijar las
multas “según la importancia de la contravención" (Decreto 4124/72 de
la Provincia de Buenos Aires) o bien para ejecutar la cesación preventiva y de
facto de la emisión del contaminante (clausura del establecimiento).
El PCP está basado principalmente en el pago de un canon que habilita para la emisión al medio de un contaminante determinado, quedando el adscripto a este sistema dentro del marco normativo y legal vigente (Decreto 1894/91 de la Provincia de Río Negro). Dicho canon puede estar ejecutado por diferentes cargas fijas (costos de la habilitación industrial, cargas administrativas, derechos especiales, etc.) que, como fue indicado previamente, no sólo no detienen la contaminación sino que habilitan legalmente a continuar con ella, quedando meramente como un estímulo económico -a evaluar por el contaminador en cuanto costo-beneficio económico de proseguir con la emisión del contaminante- (King et al., 1993; Craviotto, 1995).
La
fijación de valores máximos permitidos para la emisión, en forma práctica se
ajusta a lo descripto en el párrafo anterior. Técnicamente, la contaminación
puede y debe ser medida en el cuerpo de agua receptor (u otro recurso
comprometido) y no en el medio emisor (el efluente). En forma sintética, la
fijación de una concentración máxima de contaminante en el medio emisor, si
no se relaciona con el caudal del emisor y del receptor, no está vinculada con
la capacidad de dilución ni de autodepuración del medio receptor y, por ende,
no asegura la conservación del recurso.
Se
deduce que esta postura metodológica esta claramente desvinculada del concepto
de contaminación, y se transforma en un requisito técnico necesario para la
habilitación industrial. En ese aspecto, y en forma encubierta, aparece el PCP,
dado que las medidas contempladas en la ley no satisfacen en ningún aspecto la
conservación del recurso. En necesario adoptar criterios sobre qué clase de
ambiente se desea tener (Cano, 1987).
Debe
también incluirse en este análisis los aspectos de la deficiencia en el
control de efluentes. Los organismos de control, generalmente centralizados en
las ciudades capitales de la nación o las provincias, realizan controles esporádicos
de los efluentes. A pesar de que la legislación habilita, aunque en forma
difusa, que las autoridades locales (municipales) intervengan de oficio en estos
controles, dado su cercanía y conocimiento de los problemas locales (Ley 5965
de la Provincia de Buenos Aires), las mismas no poseen infraestructura adecuada
para emprender dichos controles (en recursos humanos, técnicos, económicos,
etc.). Por lo tanto, las deficiencias en este aspecto posibilitan, en la práctica,
que la contaminación del recurso hídrico persista en muchas áreas (Dozo
Moreno, 1994). Es cierto que este último aspecto no se relaciona con el PCP,
pero articulado con el siguiente tema (la fijación de multas) conforma todo un
sistema que, de alguna forma, se asemeja al mismo.
La
ley indica el monto de las multas que fijará el organismo de aplicación, y que
serían fijadas "según la importancia de la contravención" (Decreto
4124/72 de la Provincia de Buenos Aires). También se habilita a la clausura de
oficio del establecimiento emisor del contaminante, aunque en la práctica,
debido a la difícil situación económica y los problemas laborales y/o
sociales que puede originar esta medida, las gestiones que se realizan entre los
organismos de aplicación y los empresarios emisores culminan, a lo sumo, en la
implementación de una multa que, sin modificar la cuestión de fondo (Dozo
Moreno, 1994). Aunque la sanción penal que representa la multa fijada difiere
conceptualmente del PCP (González Arzac, 1991), de hecho se convierte en una
especie de canon habilitante para continuar con la emisión. Bajo estas
circunstancias, el ambiente actúa como variable de ajuste (Balderiotte, 1991).
Es
claro que la legislación actual no es efectiva, y lo demuestra el estado de
contaminación en que se encuentran algunos de los recursos hídricos de
superficie de la Argentina. Los casos más renombrados como el sistema
Matanzas-Reconquista-Riachuelo y el Río de la Plata son claros exponentes de la
falta de efectividad del sistema legal y de control actual, magnificado por la
alta densidad industrial del conglomerado Buenos Aires-La Plata. Situaciones que
no alcanzan esos extremos se pueden encontrar en otras regiones del país, cuya
falta de industrialización, por cuestiones geográficas o bien debidas a la
crisis económica general, no alcanza una magnitud considerable, y ya que los
recursos afectados son de menor caudal o envergadura.
Por
lo tanto, sería necesario una revisión y acondicionamiento de las normas
legales, tanto en los aspectos legales, institucionales, administrativos y económicos,
a fin de cumplir con los objetivos de una política ambiental conservativa de
los recursos y ambientes hídricos (Craviotto, 1995). Cabe agregar, por último,
una conclusión con respecto al aspecto técnico de los parámetros fisico-químicos
para la determinación del grado de contaminación de un recurso hídrico.
Existen dificultades metodológicas obvias para contemplar la medición de todos
y cada uno de las
especies químicas que pueden estar presentes en un ambiente acuático que actúa
como cuerpo receptor de residuos líquidos, en particular si son efluentes orgánicos
que pueden producir diversos productos de degradación intermedia. A su vez, las
interacciones positivas (sinergismos) y negativas (antagonismos) entre distintos
contaminantes en lo que se refiere a su toxicidad, pueden enmascarar la
toxicidad efectiva de un efluente y producir errores al momento de evaluar
(diagnosticar o simular) el grado de contaminación del cuerpo receptor.
Un
enfoque integral del problema, cuyo aval técnico-científico es importante y
desde los ámbitos legislativos esta siendo aceptado, consiste en evaluar la
toxicidad del efluente por medio de bioensayos toxicológicos, extrapolando
luego los resultados obtenidos al cuerpo receptor, considerando la relación de
caudales críticos del efluente y del receptor (Bassoi et al., 1990;
Gherardi-Goldstein et al., 1990), así como el uso de bioindicadores para el
diagnóstico ambiental (Cairns y Pratt, 1986; Cairns, 1981 y 1988; Klemm et al.,
1990; Maher y Norris, 1990; Moss et al., 1996). Dicho enfoque debe basarse en la
consideración de los factores que intervienen en la prevención de la
contaminación, como ser la capacidad de dilución y de autodepuración del
cuerpo receptor, y la fijación de normas de calidad para el cuerpo receptor. Es
evidente que, previo a la etapa legislativa, debe existir una instancia en que
se fijen políticas ambientales consensuadas entre los distintos sectores
involucrados (estado, sectores industrial y científico, comunidad y entidades
intermedias) (Cano, 1987).
No
debe dejarse de lado los aspectos institucionales, administrativos y económicos
que intervienen en la fase de fiscalización y control de la contaminación. Los
municipios generalmente no poseen recursos propios para intervenir en estas
tareas. Pero ya que existen instituciones estatales del ámbito técnico-científico
disponibles y que requieren (y a las que se les demanda) una mayor integración
con las necesidades sociales y comunitarias, deberían implementarse políticas
(y su correspondientes instrumentos legales) que procuren la complementación de
ambos sectores (Cano, 1987; Bárbaro, 1991), lo que enriquecería a todas las
partes involucradas.
CONCLUSIONES
Si
bien ciertas conclusiones específicas han sido mencionadas en los apartados
anteriores, se abre aquí la instancia de sintetizar la postura justificada de
los autores con respecto al tema tratado y otros tópicos de borde.
El
análisis jurídico revela que el PCP no es éticamente procedente, no es
equitativo, y de forma general atenta contra la conservación de un medio
ambiente saludable. Su aplicación, sin embargo, es muy generalizada y a ello no
son ajenas cuestiones de practicidad y/o idiosincracia.
El cambio (evolución) hacia una legislación más adecuada depende sin duda de una fuerte toma de conciencia con respecto al genuino valor de los recursos naturales y de la inherente deuda intergeneracional. De todas maneras, debe precisarse que la legislación es una herramienta que regula o delimita una decisión política ex-ante. Por ende, cabe proclamar la necesidad de definiciones políticas de fondo, que involucren como mínimo:
(1)
una fuerte articulación del sistema científico-tecnológico con los tomadores
de decisión a todos los niveles;
(2) una progresiva delegación de misiones y funciones a las instancias regionales, verdaderos protagonistas de la actitud de defensa y deterioro de los recursos; (3) un decidido apoyo a las disciplinas científicas que pueden efectuar aportes decisivos para el conocimiento del comportamiento de los sistemas naturales, las implicancias socio-económicas, la atadura a marcos legales claros, etc., y (4) un apoyo inicial (créditos, exenciones impositivas, etc.) a los eventuales responsables de degradaciones para incentivarlos al cambio de prácticas.
TRABAJOS
CITADOS EN EL TEXTO
Balderiotte,
M. S., 1991. Consideraciones sobre la
política ambiental de la década de los 90. Panel de Política Ambiental, Actas
de la II Reunión Argentina de Limnología, La Plata, Argentina, p. 3.
Banco
Mundial, 1992. Informe Sobre el Desarrollo Mundial 1992 – Desarrollo y Medio
Ambiente.
Bárbaro,
N., 1991. Conocimiento científico - tecnológico. Panel de Política Ambiental,
Actas de la II Reunión Argentina de Limnología, La Plata, Argentina, p. 4.
Bartow,
G. y Davenport, C., 1996. Pump-and-treat accomplishements: A review of the
effectiveness of ground water remediation in Santa Clara Valley, California.
Ground Water Monitoring and Remediation, 15(2): 140-146.
Bassoi,
L. J., R. Nieto, D. Tremaroli, E. Bertoletti y E. Gherardi Goldstein, 1990.
Implementação de testes de toxicidade no controle de efluentes líquidos. Série
Manuais, Secretaria do Meio Ambiente, Governo do Estado de São Paulo, Brasil, y
CETESB, Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental. 7 p.
Cairns,
J. Jr., 1981. Biological monitoring Part IV - Future needs. Water Research
15:941-952.
Cairns,
J. Jr., 1986. Use of protozoan communities in protecting aquatic ecosystems.
Symposia Biologica Hungarica 33:187-197.
Cairns,
J. Jr., 1988. Should regulatory criteria and standards be based on multispecies
evidence? The Environmental Professional, 10:157-165.
Cano,
G., 1978. Derecho, Política y Administración Ambientales. Depalma, Buenos
Aires, 352 p.
Cano,
G., 1987. Metodología para una legislación provincial (Argentina) sobre el
medio ambiente y los recursos naturales. 2do. Seminario taller sobre Análisis
ecológico de políticas de recursos naturales. Universidad Nacional del Sur y
Centro de Recursos Naturales de la Zona Semiárida, Bahía Blanca, Argentina. 11
p.
Cohen,
S., 1996. Agricultural chemical news. Ground Water Monitoring and Remediation,
16(1): 56-57.
Craviotto,
M. A., 1995. La Gestión Ambiental.
Centro de Investigaciones Ambientales, Facultad de Arquitectura, Urbanismo y
Diseño de la Universidad Nacional de Mar del Plata, Argentina. 40
p.
Cullen,
S., 1995. Vadose zone monitoring: Experiences and trends in the United States.
Ground Water Monitoring and Remediation, 15(3): 136-143.
De
Arenaza, E., 1983. Contaminación del medio rural. En Pigretti, E., Carrozza, A.
et al., Derecho Agrario y Recursos Naturales, pp. 98-107. Abeledo Perrot, Buenos
Aires.
Dozo
Moreno, A. V., 1994. La ecología y el derecho penal. Delitos e infracciones
contra el medio ambiente. Ediciones Depalma, Buenos Aires, Argentina. 126 p.
Folgarait,
A., 1993. Un compromiso frágil. Suplemento Verde, Página 12, 8/8/1993.
Gherardi-Goldstein,
E., E. Bertoletti, P.A. Zagatto, R. Pereira de Almeida Araújo, M. de L.
Lorenzetti de Castro Ramos, 1990. Procedimentos para utilização de testes de
toxicidade no controle de efluentes líquidos. Série Manuais, Secretaria do
Meio Ambiente, Governo do Estado de São Paulo, Brasil, y CETESB, Companhia de
Tecnologia de Saneamento Ambiental. 17 p.
González
Arzac, F. A., 1991. Etica, política y derecho ambiental. Panel de Política
Ambiental, Actas de la II Reunión Argentina de Limnología, La Plata,
Argentina, p. 5.
Javandel,
I., Doughty, C. y Tsang, C.F., 1984. Groundwater
Transport: Handbook of Mathematical Models. American Geophysical Union Water
Resources Monograph 10, 228 p.
King,
D., Crosson, P. y Shogren, J., 1993. Use of Economic Instruments for
Environmental Protection in Developing Countries. En: Instruments for
Environmental Management in Developing Countries, cap. 7, OECD Documents, pp.
79–96.
Klemm,
D. J., P. A. Lewis, F. Fulk y J. M. Lazorchak, 1990. Macroinvertebrate field and
laboratory methods for evaluating the biological integrity of surface waters.
EPA/600/4-90/030, 258 p.
Maher,
W. A. y R.H. Norris, 1989. Water quality assessment programs in Australia
deciding what to measure, and how and where to use bioindicators. Environmental
monitoring and Assessment 14:115-130.
Miranda,
M., 1994. Los recursos naturales en el Derecho Agrario. Librería Editora
Platense, La Plata, 107 p.
Miranda,
M., 1997. Implicancias ambientales de la adopción del principio
“contaminador-pagador” en el derecho argentino. Temas agroambientales.
Editorial de la Universidad Nacional de La Plata, La Plata, 138 p.
Moss,
B.; P. Johnes y G. Phillips, 1996. The monitoring of ecological quality and the
classification of standing waters in temperate regions: A review and proposal
based on a worked scheme for British waters. Biol.
Rev. 71:301-339.
Oneto,
T., 1979. Responsabilidad civil por daños al ambiente. La Ley, Tomo 1979-C, pp.
1029- 1032.
Quiroga,
P., Ramassotto, A., Silva, C. y Koolen, R., 1994. Luz Verde Para el Desarrollo.
Fundación Friedrich Ebert y Fundación Karakachoff, Buenos Aires, 126 p.
Schmidt,
R., Betz, Ch. y Färber, A., 1988. LNAPL and DNAPL behaviour during steam
injection into the unsaturated zone. En Herbert, M. y Kovar, K. (Ed.):
Groundwater Quality: Remediation and Protection, pp. 111-117. IAHS Press,
Wallingford, UK.
Usunoff,
E., 1998. La modelación hidrológica como insumo de la planificación y de la
gestión: