18: Elementos Tóxicos

Suelo Serpentino y Vegetación

Algunos casos bien estudiados de contaminación natural involucran suelos influenciados por minerales serpentinos, que son ricos en níquel, cromo y cobalto y están asociados con depósitos de asbesto. El suelo que contiene minerales serpentinos es tóxico para las plantas no adaptadas debido a las altas concentraciones de estos metales, en combinación con un desequilibrio de los nutrientes calcio y magnesio. El suelo serpentino generalmente contiene varios miles de partes por millón de níquel, pero puede tener hasta 25 mil ppm (o 2.5%) de este metal.

La vegetación natural en los sitios serpentinos a menudo se atrofia de manera distintiva. Extensas “balsas” serpentinas ocurren en el este de Quebec y el oeste de Terranova. Esos hábitats sustentan ecosistemas similares a la tundra en un paisaje que de otra manera está cubierto por bosques boreales.

En algunos lugares, las áreas serpentinas dan soporte a especies de plantas que solo se presentan en ese tipo de hábitat, una distribución estrecha que los ecologistas denominan endémicas. En otros casos, las especies extendidas han evolucionado poblaciones localmente adaptadas que pueden hacer frente a las tensiones tóxicas y nutricionales del suelo serpentino, a estos se les conoce como ecotipos. En sitios no serpentinos, los endémicos y ecotipos específicamente adaptados se eliminan rápidamente por la competencia con plantas que son mejores competidoras en hábitats menos estresantes.

Los sitios serpentinos en el norte de California soportan una vegetación relativamente antigua, debido a que el área no estaba glaciada. Estos hábitats contienen al menos 215 especies endémicas o subespecies de plantas. Algunos de los endémicos ocurren solo en sitios serpentinos particulares en California y en ningún otro lugar del mundo. En contraste, los baldíos serpentinos en el este de Canadá son relativamente jóvenes, siendo liberados de la glaciación hace apenas unos 10 mil años o menos. En consecuencia, no ha pasado el tiempo suficiente para permitir que muchos endémicos serpentinos o ecotipos evolucionen.

Suelo Selenífero y Vegetación

Las regiones semiáridas en diversas partes del mundo suelen tener áreas con suelo que contiene altas concentraciones de selenio. Estos hábitats seleníferos pueden soportar plantas que hiperacumulan selenio, como especies del género Astragalus (locoweeds). Alrededor de 25 especies norteamericanas de Astragalus son hiperacumuladores de selenio. Pueden contener hasta 1.5% de selenio en sus tejidos, almacenándolo en bioquímicos únicos similares a los aminoácidos, como la selenometionina. La especie Astragalus también emite dimetil seleniuro y dimetil diselenuro a la atmósfera, dándoles un olor distintivo y desagradable. El ganado que se alimenta de estas plantas es envenenado por un síndrome tóxico conocido como enfermedad alcalina o escalonamientos ciegos.

Mercurio en Ambientes Acuáticos

Incluso en hábitats oceánicos remotos, el mercurio a menudo se acumula en altas concentraciones (como metilmercurio, CH ₃ Hg) en peces, aves y mamíferos marinos. En aguas marinas frente al este y oeste de Canadá, los peces grandes pueden tener concentraciones de mercurio en su carne que exceden el límite considerado aceptable para el consumo humano (más de 0.5 ppm de mercurio sobre una base de peso fresco; Figura 18.1). El análisis de especímenes antiguos de peces y aves marinas en museos ha revelado niveles de contaminación por mercurio similares a los de las muestras modernas, lo que sugiere que el fenómeno puede ser natural. La contaminación de animales marinos representa una biomagnificación sustancial del agua de mar ambiental, la cual tiene una concentración traza de mercurio de menos de 0.1 ppb.

La biomagnificación se produce por la acumulación progresiva de mercurio en la red trófica. Las algas inicialmente absorben mercurio del agua (como metilmercurio), y el zooplancton acumula residuos aún más grandes a medida que pastan sobre las algas. Los peces devoradores de zooplancton acumulan cantidades aún mayores, pero los residuos más grandes se encuentran en depredadores superiores de larga vida, como peces grandes y mamíferos marinos (ver En Detalle 18.1).

Dentro de cualquier especie particular de peces, los individuos más grandes (y mayores) generalmente tienen concentraciones de mercurio más altas que los más pequeños (y más jóvenes). Un estudio de pez espada capturado en el este de Canadá encontró que los animales que pesaban más de 45 kg tenían una concentración promedio de mercurio de 1.1 ppm, mientras que los que pesaban 23-45 kg tuvieron 0.86 ppm, y los menores de 23 kg tuvieron 0.55 ppm (Armstrong, 1979). Parece que los residuos de mercurio se vuelven más intensos a medida que los animales envejecen y crecen.

Las altas concentraciones de mercurio también ocurren en mamíferos marinos y aves que se alimentan de peces, que son los principales depredadores en su ecosistema. Estudios de focas arpa adultas (Phoca groenlandica) en el este de Canadá encontraron una concentración promedio de mercurio de 0.34 ppm en músculo y 5.1 ppm en el hígado (Armstrong, 1979). También se presentan altos residuos de mercurio en aves marinas del Atlántico Norte, con un promedio de 7 ppm en plumas de skua norteña (Catharacta skua), 5 ppm en frailecillo (Fratercula arctica) y 1-2 ppm en fulmar (Fulmarus glacialis), kittiwake (Rissa tridactyla), pico de navaja (Alca torda) y murre común (Uria aalge) ( Thompson et al., 1991).

También se ha observado contaminación por mercurio de peces en muchos lagos remotos. Por ejemplo, alrededor de tres cuartas partes de los 1,700 lagos monitoreados en Ontario tienen peces con mercurio que superan las 0.5 ppm de peso fresco en su carne. En un lago remoto en el norte de Manitoba, la concentración promedio de mercurio en el músculo de 53 lucios norteños (Esox lucius) fue de 2 ppm de peso fresco y un animal tenía 5 ppm (McKay, 1985). En general, los peces de agua dulce que son los principales depredadores tienen los mayores residuos de mercurio, y los individuos más grandes o mayores son los más contaminados.

Los gobiernos federales, provinciales y territoriales de Canadá emiten advertencias sobre el consumo de peces tomados de lagos y ríos particulares donde se sabe que los residuos de mercurio son un problema; las advertencias también pueden tener información sobre otros contaminantes, como PCB y dioxinas. En Ontario, por ejemplo, se monitorean más de 2,200 cuerpos de agua para este propósito (MOEE, 2014). Los avisos le dicen a la gente cuántos peces de especies y tamaños particulares pueden comer. El umbral general es de 0.61 ppm, pero es tan bajo como 0.26 ppm para mujeres embarazadas y niños, y no se debe consumir pescado con más de 1.84 ppm. Alrededor de un tercio de las recomendaciones dadas para los peces deportivos tomados de los lagos de Ontario dan como resultado algún nivel de restricción de consumo. En Suecia, alrededor de la mitad de los lagos tienen algunos peces con mercurio que superan el límite de asesoramiento de salud (0.5 ppm), y cientos de lagos han sido incluidos en la lista negra porque sus peces se consideran no aptos para el consumo humano.

No se conocen con certeza las causas de la contaminación por mercurio de los lagos. Parece probable que el fenómeno pueda ser natural en regiones alejadas de fuentes de emisión. Sin embargo, el mercurio antropogénico está contribuyendo al problema más cercano a las grandes fuentes de emisiones, como las estaciones generadoras de carbón, los incineradores municipales y las fundiciones. Por ejemplo, Harp Lake en Ontario se encuentra relativamente cerca de fuentes municipales e industriales de emisiones. Los estudios encontraron que la deposición atmosférica representó el 57% del aporte de mercurio a ese lago, lo que sugiere una influencia antropogénica significativa (Mierle, 1990).

La discusión anterior sobre el mercurio en los lagos se refiere a las múltiples situaciones en las que no hay insumos antropogénicos directos del metal. Sin embargo, hay casos bien conocidos de contaminación causada directamente por liberaciones industriales. Por ejemplo, las descargas de las fábricas de cloro-álcali y acetaldehído y algunas fábricas de pulpa más antiguas han causado contaminación local por mercurio, resultando en altos residuos de metilmercurio en peces y otros animales. El caso de Minamata Bay, Japón, involucró una planta de acetaldehído (Global Focus 18.1). Un caso menos grave en Canadá, que afectó partes de los ríos Inglés y Wabigoon en el noroeste de Ontario, involucró una fábrica de pulpa.

La bioacumulación significativa de mercurio también ocurre cuando se desarrollan reservorios hidroeléctricos (ver Capítulo 20). Las inundaciones lixivian el mercurio natural del suelo en el embalse, donde las bacterias del sedimento pobre en oxígeno lo transforman en metilmercurio que es biomagnificado por los peces. Este proceso ocurre más rápidamente en lagos ácidos porque esa condición favorece la producción de metilmercurio en el sedimento, en comparación con el menor dimetilmercurio disponible en cuerpos de agua no ácidos.

Si bien existe cierta controversia sobre la importancia relativa de las fuentes naturales y antropogénicas de mercurio para los lagos remotos, es tranquilizador saber que las emisiones globales se han reducido considerablemente en las últimas décadas (Figura 18.3). Esto ocurrió debido a la mejora de los controles de emisiones en las instalaciones industriales, incluyendo el cierre de varias fundiciones de metales y centrales eléctricas de carbón.

Residuos Mineros

Las áreas cercanas a sitios mineros pueden verse gravemente dañadas por el vertido de desechos de excavación ricos en metales (rocas cuya concentración de metal no es lo suficientemente alta como para considerarse mineral comercial). Debido a que estos materiales pueden ser tóxicos, el desarrollo de la vegetación puede restringirse a comunidades sucesionales tempranas, como pastizales dispersos. En algunos casos, la toxicidad del suelo es lo suficientemente grave como para que pocas plantas logren establecerse incluso después de cientos de años. Esto se puede ver en los desechos de minas de trabajos de plomo romanos de 2000 años en Inglaterra y Gales.

Los ecologistas que estudian sitios británicos contaminados por desechos mineros han encontrado que estos hábitats a menudo apoyan ecotipos de plantas que son genéticamente tolerantes a los metales que están presentes. Los ecotipos adaptados localmente pueden crecer en suelos contaminados con metales, donde las plantas no tolerantes son eliminadas por el estrés tóxico. Por el contrario, los ecotipos tolerantes son competidores pobres en ambientes no contaminados, por lo que son raros en hábitats no afectados por la toxicidad de los metales.

La investigación sobre ecotipos tolerantes a metales ha proporcionado información sobre el proceso de evolución (Capítulo 6). Los individuos tolerantes a metales ocurren en poblaciones que crecen en sitios no contaminados, pero son raros. Sin embargo, la frecuencia de genotipos tolerantes aumenta rápidamente después de que se produce la contaminación por metales. En lugares con límites agudos entre suelos contaminados y no contaminados, una población tolerante puede mantenerse a una distancia de solo unos pocos metros. Esto es posible porque la intensa toxicidad del suelo contaminado favorece fuertemente la supervivencia y reproducción de individuos tolerantes. Tal cambio a nivel poblacional en caracteres de base genética, que ocurre en respuesta a un agente de selección natural (en este caso, contaminación metálica), es una demostración de evolución (más específicamente, microevolución).

Se han estudiado ecotipos tolerantes a metales cerca de Sudbury, donde la contaminación por níquel y cobre ha sido causada por las emisiones de fundiciones y camas asadas (ver Capítulo 16). Las comunidades vegetales de sitios contaminados están dominadas por ecotipos tolerantes a metales de varias gramíneas, particularmente Agrostis gigantea y Deschampsia caespitosa. Los prados de estos pastos se desarrollaron poco después de que el extremadamente alto “superstack” fuera comisionado en 1972. Debido a que dispersó ampliamente las emisiones, el superstack redujo en gran medida la contaminación SO ₂ a nivel del suelo Sin embargo, el suelo de la zona se mantuvo ácido y contaminado con metales. Los ecotipos locales de estas gramíneas pueden tolerar estrés tóxico por acidez y metales, pero son intolerantes al SO ₂, razón por la cual los pastizales no se desarrollaron hasta después de que el superstack comenzara a operar.

Se ha estudiado la tolerancia al metal del pasto Deschampsia caespitosa. Las plantas se cultivaron en soluciones que contenían los metales de interés, y se compararon con los controles (Figura 18.3). Los datos muestran que la población de Sudbury es tolerante al níquel y al cobre, los cuales se presentan en su suelo nativo a concentraciones de aproximadamente 400 ppm, en comparación con 20 ppm en sitios de referencia no contaminados. La población de Sudbury también es más tolerante al aluminio. Esto es una respuesta a la mayor solubilidad y toxicidad del aluminio en suelos ácidos cercanos a las fundiciones (que tuvieron un pH de 3.5-3.9, comparado con pH 6.8-7.2 en sitios de referencia).

Relaves que contienen metal

Una vez que se extrae el mineral, se muele hasta obtener un polvo fino en un proceso llamado molienda. Luego, el polvo se separa en una valiosa fracción rica en metales, que se tuesta y se funde, además de grandes cantidades de relaves de desecho. En la mayoría de los casos, los relaves se vierten en un área baja contenida, que cuando está llena se cubre con vegetación como medida de estabilización. Si bien los relaves son un producto de desecho, aún contienen altas concentraciones de metales, y eso puede dificultar el establecimiento de vegetación después de llenar un basurero. Además, si los minerales sulfurados están presentes, la acidez se genera cuando se oxidan por las bacterias, y eso empeora la toxicidad. Los análisis químicos de relaves de varias minas canadienses se muestran en el Cuadro 18.2. Los relaves contienen altas concentraciones de diversos metales, dependiendo del mineral que se esté procesando. Los relaves ácidos son especialmente tóxicos, porque los metales son mucho más solubles y biodisponibles en condiciones ácidas.

Los reguladores canadienses requieren que las áreas de eliminación de relaves se cubran con vegetación una vez que estén llenas de desechos o después de que cierre su mina asociada. Esto se hace porque los vertederos de relaves tienen una estética deficiente y pueden ser fuentes de polvo del viento. Estos problemas ambientales pueden mitigarse sustancialmente si un vertedero de relaves abandonado se cubre con una cubierta estable de vegetación. Además, si sus presas y bermas asociadas no son estructuralmente sólidas y se ven violadas por altos flujos de agua durante el clima severamente lluvioso, las áreas de eliminación de relaves pueden ser una fuente de contaminación masiva del agua.

Uno de esos desastres ocurrió en 2014 en la región Cariboo, en el centro de Columbia Británica, cuando se produjo una brecha accidental en el área de disposición de relaves de una mina de cobre- oro en Mount Polley. El derrame masivo involucró alrededor de 10 millones de metros cúbicos de agua y 4.5 millones de metros cúbicos de lodo (una mezcla fluida de partículas de relaves y agua) (Allen y Voiland, 2014). El gran flujo de limpieza erosionó bancos y árboles arrancados de raíz y gran parte del volumen finalmente se depositó en el cercano lago Polley, cuya superficie se elevó 1.5 metros. Parte del flujo continuó luego a través de Hazeltine Creek hacia el lago Quesnel mucho más grande, que había sido famoso como un cuerpo de agua profundo y prístino. Al final del día de la brecha, el estanque de relaves de 4 km2 estaba casi vacío. En este caso, la causa de la brecha parece haber sido el llenado excesivo de un área de eliminación de relaves poco diseñada.

Si un área llenada de desechos debe tener una cobertura estable de vegetación establecida en la parte superior, su contenido debe ser tratado para reducir la toxicidad. Si los relaves son ácidos, se necesita un tratamiento de encalado para elevar el pH a un nivel neutro y así reducir la disponibilidad de metales. El fertilizante también se puede usar para aliviar la deficiencia de nutrientes y agregar materia orgánica para mejorar la estructura del suelo y la capacidad de retención de agua, y luego se siembran las plantas. En ocasiones, se utilizan técnicas novedosas, como el uso de ecotipos tolerantes a ácidos o metales en la mezcla de siembra. Si los relaves son extremadamente tóxicos o generadores de ácido, es posible que tengan que cubrirse con una sobrecarga disponible localmente, como la labranza glacial, que luego se vegeta. Canadian Focus 18.1 describe la recuperación de áreas de eliminación de relaves en las cercanías de Sudbury.

Fundiciones

Una fundición es una gran instalación industrial donde se tuesta el mineral. Esto se hace para oxidar minerales sulfurados, un proceso que da como resultado grandes cantidades de desechos SO ₂ y partículas metálicas. En la mayoría de los casos actuales, las tecnologías de control de contaminación se utilizan para recuperar gran parte del SO ₂ y las partículas antes de que los gases de combustión sean ventilados a la atmósfera. En el pasado, sin embargo, esos desechos se emitían al medio ambiente, provocando una intensa contaminación y daños ecológicos. Tan recientemente como hace varias décadas esta era una práctica común, y todavía lo es para algunas fundiciones más antiguas. Las fundiciones más nuevas funcionan de manera mucho más limpia.

Una fundición es una fuente puntual de estrés tóxico para los ecosistemas circundantes. Las emisiones pueden resultar en gradientes espaciales bien definidos tanto de contaminación como de sus daños ecológicos resultantes, que disminuyen con el aumento de la distancia. Los estudios de daños cerca de fundiciones indican las siguientes generalizaciones:

• Cerca de la fuente puntual, la contaminación por SO ₂ atmosférico y los metales en el suelo es más severa
• La intensidad de la contaminación disminuye rápidamente (más o menos exponencialmente) al aumentar la distancia desde la fundición.
• El daño a la vegetación varía con la intensidad del estrés tóxico e incluye disminuciones en la biomasa, productividad y diversidad de especies, con solo unas pocas especies de bajo crecimiento que ocurren en los hábitats más contaminados
• Los procesos ecológicos como el ciclo de nutrientes y la descomposición se ven alterados por metales tóxicos, gases y acidez

El patrón de contaminación por metales alrededor de una fuente puntual puede ser ilustrado por la fundición Copper Cliff cerca de Sudbury. La Figura 18.4 muestra que las concentraciones de metales en el ambiente disminuyen rápidamente al aumentar la distancia desde esa fundición. Estos datos se refieren específicamente al suelo del bosque, pero se observan observaciones similares en suelo, vegetación, agua de lago y otros componentes del ecosistema.

Como examinamos en el Capítulo 16, el SO ₂ también ha sido un contaminante importante en el área de Sudbury. En consecuencia, es difícil determinar el papel específico de los metales tóxicos en la causa de daños ecológicos. Una forma de investigar la influencia de los metales es cultivar plantas en suelo contaminado en un invernadero, donde el SO ₂ no está presente. Estos experimentos de bioensayos han demostrado que el suelo recolectado cerca de las fundiciones es tóxico, principalmente por sus altas concentraciones de metales. En un grado sustancial, la toxicidad persiste incluso después de que la acidez del suelo se neutraliza agregando cal.

No todas las fundiciones emiten tanto SO ₂ como metales. El daño ecológico que resulta de aquellos que emiten únicamente partículas metálicas ha sido en consecuencia causado por la contaminación metálica. Una fundidora bien estudiada, en Gusum, Suecia, opera desde 1661 (Tyler, 1984). El zinc es un contaminante importante allí, alcanzando concentraciones tan altas como 2% (20 mil ppm) en materia orgánica superficial cerca de la fuente puntual, en comparación con menos de 200 ppm a más de 6 km de distancia. La contaminación por cobre es similar, alcanzando 1.7% dentro de 0.3 km, en comparación con 20 ppm más allá de 6 km. La contaminación por zinc y cobre ha causado daños ecológicos locales. Los pinos y abedules han muerto o declinado cerca de la fuente, y se han dañado plantas de sotobosque, musgos, líquenes e invertebrados que habitan en el suelo. Las tasas de descomposición y ciclo de nutrientes también se ven afectadas en los sitios más contaminados. Algunas plantas, sin embargo, son tolerantes a la contaminación por metales en Gusum. Incluyen el pasto Deschampsia flexuosa y el musgo Pohlia nutans, que les va relativamente bien en sitios que son tóxicos para otras plantas.

Uso de Pesticidas Inorgánicos

Hasta la década de 1970, los químicos inorgánicos eran ampliamente utilizados como pesticidas en la agricultura (véase también el Capítulo 22). Esto fue especialmente cierto en huertos frutales, donde se utilizaron pesticidas a base de arseniato de plomo, arseniato de calcio, sulfato de cobre y compuestos relacionados para controlar enfermedades fúngicas y plagas de artrópodos. Estos compuestos ahora han sido desplazados en gran medida por pesticidas orgánicos sintéticos.

Sin embargo, hasta mediados de la década de 1970, las tasas anuales de aspersión de plomo en los huertos de Ontario fueron tan altas como 8.7 kg/ha, mientras que los tratamientos con arsénico alcanzaron 2.7 kg/ha, zinc 7.5 kg/ha y cobre 3.0 kg/ha (Frank et al., 1976). Las tasas de aspersión dependieron del cultivo que se cultivaba, la plaga que se manejaba y el pesticida utilizado, pero en algunos casos todos estos elementos tóxicos se aplicaron en los mismos huertos.

Residuos de estos químicos acumulados en el suelo de huertos tratados. Estudios de huertos de manzanos encontraron residuos tan altos como 890 ppm de plomo y 126 ppm de arsénico en suelo superficial, comparados con niveles de fondo de <25 ppm de plomo y <10 ppm de arsénico (Figura 18.5). Las acumulaciones fueron causadas por hasta 70 años de fumigación de arseniato de plomo como insecticida, en su mayoría contra la polilla de la manzana (Laspeyresia pomonella), plaga que causa manzanas “lombrisas”.

El suelo agrícola también puede contaminarse con el uso de fungicidas que contienen mercurio, especialmente aquellos que protegen las plántulas recién germinadas de una infección fúngica conocida como humedecimiento. Este patógeno ataca a las plántulas en la interfaz suelo-aire y hace que la planta debilitada se caiga y muera. Los pesticidas que contienen mercurio también se utilizan para controlar enfermedades del césped en campos de golf putting greens. Se han medido residuos de mercurio que van de 24-120 ppm en el suelo de putting greens en Ontario, mientras que en Nueva Escocia se encontraron hasta 9 ppm. La siembra de semillas recubiertas con fungicida mercúrico ha ocasionado envenenamiento de animales silvestres que consumieron el grano plantado o comieron herbívoros que lo hicieron. Los compuestos alquil-mercurio como el metilmercurio son especialmente peligrosos a este respecto porque esta forma es extremadamente tóxica y fácilmente asimilada por los animales a partir de sus alimentos. La Figura 18.6 muestra la contaminación por mercurio de la fauna silvestre que come semillas en regiones de Alberta donde se utilizó semilla tratada, en comparación con áreas donde no se produjo esa exposición. El uso de estos fungicidas fue común hasta principios de la década de 1970.

Figura 18.7. Mercurio en Animales Alimentados de Semilla Tratada. Los roedores y aves que comían semillas fueron expuestos al fungicida alquil-mercurio al alimentarse de semillas tratadas en áreas agrícolas de Alberta. También se presentan datos para un área donde no se utilizó semilla tratada con mercurio (etiquetada como no tratada). Los datos son datos promedio para hígado y están en ppm de peso seco. Fuente: Datos de Fimreite et al. (1970).

A partir de finales de la década de 1960, la mayoría de los países desarrollados prohibieron el uso de fungicidas alquil-mercurio como apósitos para semillas. Esta prohibición resultó del reconocimiento de problemas ecológicos asociados con el uso de estos químicos, especialmente el envenenamiento de animales salvajes. Suecia, por ejemplo, prohibió el uso de estos plaguicidas en 1966, al tiempo que aprobó el uso de compuestos alcoxil-alquil-mercurio, que son mucho menos tóxicos, como sustitutos. Esta acción condujo rápidamente a una disminución de la contaminación por mercurio de la fauna silvestre, como las aves depredadoras (Figura 18.7). Canadá tomó medidas similares, aunque varios años después.

Figura 18.8. Contaminación por mercurio de halcones suecos. a) Mercurio en plumas de azores (Accipiter gentilis), durante diversos periodos de tiempo; b) Mercurio en plumas de aguiluchos de pantano (Circus aeruginosus). Obsérvese el gran incremento en la contaminación causado por el uso de fungicidas alquil-mercurio y la rápida disminución que siguió a la prohibición de estos químicos en 1966. Fuente: Datos de Johnels et al. (1979).

Como se señaló en la introducción a este capítulo, los humanos también han sido envenenados al comer inadvertidamente grano de semilla tratado con mercurio.

Aves y Plomo

Millones de aves han sufrido envenenamiento por plomo en Norteamérica cada año debido a que comían perdigones de escopeta gastados. La mayor parte del disparo gastado se asoció con la caza. En Canadá, por ejemplo, alrededor de 2000 toneladas de perdigones de plomo fueron utilizadas por los cazadores cada año a principios de la década de 1990. Aunque más localizado, el tiro al plato también fue un problema debido a la gran cantidad de disparos depositados, hasta toneladas de plomo cada año.

Después de ser ingerido por un ave devorador de semillas, el tiro de plomo puede ser retenido en la molleja, un avance muscular del estómago. El grano duro normalmente se retiene en la molleja y se usa para moler semillas con recubrimiento duro, ayudando en su digestión. Desafortunadamente, los perdigones de escopeta son similares en tamaño y peso al grano que muchas aves seleccionan para este propósito. El disparo se erosiona en la molleja, y los trozos son tragados y disueltos por el líquido ácido del estómago. Luego, el plomo se absorbe en el torrente sanguíneo, lo que le permite envenenar el sistema nervioso del ave, lo que lleva a la muerte.

Las aves acuáticas han sido especialmente afectadas, con 2-3 millones de individuos, o 2-3% de la población norteamericana, muriendo cada año por envenenamiento por inyección de plomo a principios de la década de 1990. La retención de solo uno o dos pellets en su molleja puede envenenar a un pato, provocando una pérdida de 30-50% de su peso corporal, toxicidad neurológica y, en última instancia, la muerte. Por lo general, alrededor del 10% de las aves acuáticas encuestadas en Norteamérica tenían uno o más perdigones de escopeta en su molleja. Se sabe que las aves acuáticas más grandes, como los cisnes, retienen pesos de pesca de plomo en su molleja. Los plomos de plomo o tiro fueron citados como la causa del 20-50% de la mortalidad de cisnes trompetistas (Cygnus buccinator) en el oeste de América del Norte. También se sabe que los plomos de plomo envenenan cisnes de tundra (C. columbianus) que invernan en el este de Estados Unidos, cisnes mudos (C. olor) en Europa y somorros (Gavia immer) en Canadá y Estados Unidos. En Canadá, alrededor de 500 t/a de plomos y jigs de pesca con plomo se perdieron a principios de la década de 1990.

Un síndrome relacionado, causado por la ingestión de disparos de plomo y balas, aflige a las aves que capturan cadáveres muertos. Aunque los números no están bien documentados, se sabe que esta intoxicación mata a buitres, águilas y otras aves carroñeras. El cóndor de California (Gymnogyps californianus), en peligro crítico, ha sido relativamente bien estudiado: alrededor del 60% de sus muertes conocidas en estado salvaje entre 1980 y 1986 fueron causadas por la toxicidad de las balas ingeridas en carroña. Debido al envenenamiento generalizado de las aves por tiro de plomo, los reguladores ahora han restringido su uso. El tiro de plomo está prohibido en la mayor parte de Estados Unidos. En Canadá, el uso de perdigones no tóxicos ha sido requerido en todas las áreas de humedales desde 1997 y en todas las demás áreas de caza desde 1999. El uso de perdigones de plomo para la caza está siendo reemplazado principalmente por perdigones de acero, y en menor grado por perdigones de bismuto. El uso restringido del disparo de plomo ha causado cierta polémica porque muchos cazadores creen que los tipos de disparos alternativos podrían causar más muertes paralizantes. Sin embargo, las pruebas de campo han demostrado que este efecto es marginal, siempre y cuando las cualidades balísticas inferiores de las alternativas sean compensadas disparando a distancias más cercanas o utilizando un tamaño mayor de disparo.

Emisiones de plomo en los automóviles

El plomo emitido por los automóviles ha contribuido a una contaminación general de los ambientes urbanos. A partir de 1923, pero particularmente después de 1945, se agregó tetraetil plomo a la gasolina como un compuesto llamado “antidetonante”. El plomo aumenta la eficiencia mecánica y la economía de gasolina, mientras disminuye el desgaste del motor. En 1975, alrededor del 95% de la gasolina utilizada en Norteamérica fue plomada a concentraciones tan altas como 770 ppm. En 1987, solo 35% de la gasolina estaba plomada, y el máximo permitido entonces fue de 290 mg/L; la disminución del uso de plomo entre 1975 y 1987 se debió principalmente al mayor uso de convertidores catalíticos para reducir las emisiones de otros contaminantes automotrices, especialmente monóxido de carbono e hidrocarburos. Los automóviles equipados con un convertidor catalítico solo pueden usar gasolina sin plomo, debido a que los catalizadores, generalmente platino, se vuelven inactivos por el plomo. El creciente uso de combustibles sin plomo resultó en una disminución de 93% en las partículas de plomo en el aire de las ciudades canadienses entre 1977 y 1989.

Después de 1990, se prohibió el uso de gasolina con plomo en Canadá y Estados Unidos (las únicas excepciones fueron los combustibles bajos en plomo [hasta 30 ppm] para su uso en algunos vehículos agrícolas, motores marinos y camiones grandes). En consecuencia, las emisiones de plomo de los automóviles en Canadá disminuyeron de aproximadamente 9,500 t en 1978 a menos de 100 t/a desde 1995. Sin embargo, muchos otros países, particularmente en el mundo menos desarrollado, continúan permitiendo el uso de combustibles con plomo.

Casi todo el plomo en la gasolina se emite como partículas a través del tubo de escape del vehículo. Las partículas más grandes se asientan cerca de la calzada. Esto da como resultado la acumulación de un gradiente bien definido de contaminación por plomo, cuya intensidad está relacionada con el volumen de tráfico. Este patrón de contaminación vial se ilustra en la Figura 18.8 (este estudio se realizó antes de la prohibición de los combustibles con plomo). Las partículas de plomo más finas se dispersan más ampliamente en la atmósfera y contribuyen a la contaminación general que ocurre en las ciudades. No es sorprendente que los estudios hayan demostrado algunos efectos del plomo en la vida silvestre urbana. Por ejemplo, las palomas (Columba livia) que viven en ciudades pueden tener residuos significativos de plomo y pueden presentar síntomas de intoxicación aguda.

En general, se han producido grandes reducciones en las emisiones de plomo en Canadá, y también en otros países desarrollados (Figura 18.9). Esta mejora en las condiciones ambientales se ha producido debido a la prohibición de la gasolina con plomo así como a la mejora de los controles de emisiones en las fundiciones y otras instalaciones industriales.

Figura 18.10. Emisiones de plomo en Canadá. La disminución especialmente grande en 1995 se debió a la prohibición de la gasolina con plomo, y gran parte de la continua reducción se debió a mejoras en las prácticas industriales. Fuente: Datos de Environment Canada (2015).