22: Plaguicidas

Clasificación por Target

Los pesticidas se definen por su utilidad para matar o disminuir la abundancia de especies que se consideran “plagas”. Sin embargo, los pesticidas son un grupo extremadamente diverso de sustancias. Para comprender mejor su utilidad y toxicidad, y el daño que causan, es útil categorizarlos de diversas maneras. Una clasificación se basa en el objetivo previsto del uso:

• un fungicida se usa contra hongos que causan enfermedades y otros daños a plantas y animales de cultivo
• se usa un herbicida para matar las malas hierbas, que son plantas no deseadas que interfieren con algún propósito humano; la mayor parte del uso en agricultura y silvicultura está destinado a liberar plantas de cultivo de la competencia, mientras que el uso hortícola es principalmente para la estética
• un insecticida se usa para matar insectos que son plagas en la agricultura, la horticultura o la silvicultura, o que propagan enfermedades como mosquitos vectores (un camino por el cual se propaga una enfermedad) de malaria, fiebre amarilla y encefalitis
• un acaricida se usa para matar ácaros que son plagas en la agricultura, y garrapatas que son vectores de dolencias como la enfermedad de Lyme y el tifus
• un moluscicida se usa para matar caracoles y babosas en agricultura y huertos, y caracoles acuáticos que son vectores de enfermedades como la esquistosomiasis
• se usa un nematicida contra nematodos, que puede dañar las raíces de las plantas agrícolas
• un rodenticida se usa para controlar ratones, ratas, tuzas y otros roedores que son plagas en la agricultura o alrededor del hogar
• se usa un avicida para matar aves, que a veces se consideran plagas en la agricultura
• se usa un piscicida para matar peces, que pueden ser plagas en la acuicultura
• un algicida se usa para matar crecimientos no deseados de algas, por ejemplo, en piscinas
• bactericidas, desinfectantes y antibióticos se utilizan para controlar infecciones y enfermedades causadas por bacterias (Tenga en cuenta que los antibióticos en realidad no están clasificados como “pesticidas” bajo la Ley de Productos para el Control de Plagas)

Clasificación Química

Debido a que casi todos los pesticidas son químicos, se pueden clasificar de acuerdo a similitudes en la estructura química. Los grupos más importantes se describen a continuación y en la Tabla 22.1. Algunos pesticidas “no químicos” se basan en microbios, y se discuten más adelante en “Pesticidas Biológicos”.

Los pesticidas inorgánicos son compuestos que contienen elementos tóxicos como arsénico, cobre, plomo o mercurio. Son altamente persistentes en ambientes terrestres, siendo solo dispersados lentamente por lixiviación y erosión por viento o agua. Recientemente, los pesticidas inorgánicos han sido ampliamente reemplazados por orgánicos sintéticos. Ejemplos destacados incluyen la mezcla de Burdeos, un complejo de compuestos a base de cobre que se usa como fungicida para proteger cultivos de frutas y hortalizas, y arsénico como trióxido de arsénico, arsenito de sodio y arseniato de calcio, que se utilizan como herbicidas y esterilizantes del suelo. El verde París, el arseniato de plomo y el arseniato de calcio se utilizan como insecticidas.

Los pesticidas orgánicos son en su mayoría productos químicos sintetizados, pero algunos son toxinas naturales producidas por ciertas plantas que se extraen y utilizan como pesticidas. Algunos ejemplos importantes son los siguientes:

• Los pesticidas orgánicos naturales se extraen de las plantas. Por ejemplo, la nicotina y alcaloides relacionados se extraen del tabaco (Nicotiana tabacum) y se usan como insecticidas, generalmente aplicados como sulfato de nicotina. Los neonicotinoides son un análogo sintético. El piretro es un complejo de químicos extraídos de ciertos crisantemos (Chrysanthemum cinerariaefolium y C. coccinium) y utilizados como insecticida. La rotenona se extrae de varios arbustos tropicales (Derris elliptica y Lonchocarpus utilis) y se usa como insecticida, rodenticida o piscicida. El squill rojo, extraído de la cebolla marina (Scilla maritima), es un rodenticida, al igual que la estricnina, extraída del arbusto tropical Strychnos nux-vomica.
• Los pesticidas organometálicos sintéticos se utilizan como fungicidas e incluyen organoméricos como metilmercurio y acetato fenilmercúrico.
• Los fenoles incluyen triclorofenoles, tetraclorofenol y pentaclorofenol, que son fungicidas utilizados principalmente para preservar la madera.
• Los hidrocarburos clorados (organoclorados) son un grupo diverso de plaguicidas sintéticos (ver En Detalle 22.2). La mayoría son bastante persistentes, teniendo una vida media de aproximadamente 10 años en el suelo porque no son fácilmente degradados por microorganismos o por agentes físicos como la luz solar o el calor. La persistencia de los organocloros, aunada a su naturaleza fuertemente lipofílica (son altamente solubles en grasas y lípidos, pero prácticamente insolubles en agua), significa que se bioconcentran fuertemente y biomagnifican, con las concentraciones más altas que ocurren en depredadores superiores (ver En Detalle 18.1 y Figura 22.1). Los organoclorados incluyen los siguientes:
• El DDT y sus parientes insecticidas, como DDD y metoxicloro, alguna vez fueron insecticidas ampliamente utilizados. Debido a las prohibiciones en Norteamérica y Europa a principios de la década de 1970, su uso ahora se limita a los países tropicales. La DDE es un metabolito persistente no insecticida de DDT y DDD que se acumula en organismos.
• El lindano es el constituyente activo del hexaclorociclohexano, un insecticida.
• Los ciclodienos son hidrocarburos cíclicos altamente clorados, como clordano, heptacloro, aldrina y dieldrina, todos los cuales son insecticidas.
• Los clorofenoxiácidos tienen influencias reguladoras del crecimiento en las plantas y se utilizan como herbicidas contra malezas de hoja ancha. El compuesto más importante es 2,4-D, pero otros son 2,4,5-T, MCPA y silvex.
• Otros organoclorados incluyen bifenilos policlorados (PCB), dioxinas y furanos. Estos no son pesticidas sino que aquí se mencionan porque sus propiedades ecotoxicológicas son similares a las de los plaguicidas organoclorados: son persistentes en el ambiente y son lipófilos, por lo que se bioconcentran y magnifican la red alimenticia.
• Los pesticidas organofosforados se utilizan principalmente como insecticidas, acaricidas y nematicidas. No son persistentes en el medio ambiente, pero son extremadamente tóxicos para los artrópodos y también para los peces, aves y mamíferos no objetivo. El paratión, el fenitrothion, el malatión y el fosfamidon son ejemplos destacados de insecticidas organofosforados. El glifosato, un compuesto fosfonoalquilo, es un herbicida importante (no es tóxico para los animales).
• Los plaguicidas carbamatos tienen una persistencia moderada en el ambiente pero son altamente tóxicos para los artrópodos y, en algunos casos, para los vertebrados. Aminocarb, carbaryl y carbofurano son insecticidas importantes.
• Los pesticidas de triazina se utilizan como herbicidas y a veces como esterilantes del suelo. Ejemplos destacados son atrazina, simazina y hexazinona.
• Los piretroides sintéticos son análogos del piretrón natural y se utilizan principalmente como insecticidas y acaricidas. Los piretroides son altamente tóxicos para invertebrados y peces, pero son de toxicidad variable para los mamíferos y de baja toxicidad para las aves. Ejemplos importantes son cipermetrina, deltametrina, permetrina, piretro sintético y piretrinas, y tetrametrina.
• Los pesticidas biológicos son formulaciones de microbios que son patógenos para plagas específicas y por lo tanto tienen un estrecho espectro de toxicidad en los ecosistemas. Los mejores ejemplos son los insecticidas a base de la bacteria Bacillus thuringiensis (B.t.), tipos de los cuales se usan contra polillas, moscas y escarabajos. También se han desarrollado insecticidas a base de virus de la poliedrosis nuclear (VPN) y hormonas de insectos.
• Los organismos genéticamente modificados (OGM; ver Temas Ambientales 6.1) han sido biológicamente “diseñados” insertando porciones de ADN de otra especie en su genoma. Este procedimiento de alta tecnología se ha utilizado para desarrollar nuevas variedades de cultivos comerciales que son más resistentes a ciertos pesticidas o plagas, lo que puede facilitar su cultivo. Por ejemplo, se han desarrollado variedades OGM de soya y canola para ser resistentes al glifosato, lo que significa que este herbicida puede ser utilizado en esos cultivos, proporcionando costos reducidos de energía y maquinaria para controlar las malezas. Además, existen variedades OGM de maíz (maíz) que contienen ADN de Bacillus thuringiensis, lo que proporciona resistencia a algunas plagas de insectos y permite a los agricultores usar menos insecticida. Estos y otros cultivos transgénicos se cultivan ampliamente en Norteamérica, aunque están prohibidos en muchos países, entre ellos la mayor parte de Europa y Brasil. El uso de estos cultivos transgénicos es polémico porque existe un conocimiento incompleto sobre los riesgos biológicos y ecológicos de su uso, incluyendo el posible escape de sus factores OGM a las plantas silvestres.

En Detalle 22.2. Estructura Química de los Organocloros Los organoclorados son un grupo diverso de compuestos que se componen de átomos de carbono, hidrógeno y cloro. Su actividad bioquímica (incluida la toxicidad) y su utilidad potencial dependen completamente de su estructura química. Ciertos organoclorados se utilizan como insecticidas (como DDT, DDD, dieldrina), herbicidas (2,4-D, 2,4,5-T) o fluidos aislantes (PCB). Otros no tienen ningún uso particular, pero sin embargo son contaminantes ambientales importantes. Por ejemplo, DDT y DDD se metabolizan en organismos a DDE, que es un no pesticida que puede acumularse a una alta concentración en los tejidos grasos. Otro ejemplo es el TCDD de dioxinas extremadamente tóxicas, que se sintetiza de manera no intencional como contaminante durante la fabricación de ciertos organoclorados (como el triclorofenol) y a través de reacciones que ocurren cuando se incineran desechos orgánicos.

Los siguientes diagramas ilustran las estructuras químicas específicas de una serie de organocloros ambientalmente importantes. En los diagramas, las estructuras anulares se derivan del benceno, que tiene la fórmula C6H6. Los organocloros se forman por la sustitución de uno o más de los átomos de hidrógeno por átomos de cloro. Tenga en cuenta lo siguiente:

• Existe una gran similitud entre DDT, DDD y DDE, que difieren en un solo átomo de cloro
• Del mismo modo, 2,4-D y 2,4,5-T difieren en un solo átomo de cloro
• Los PCB son una mezcla compleja de moléculas con una estructura básica de bifenilo, pero que varían en la cantidad de sustitución de cloro por átomos de hidrógeno; en el diagrama, “X” puede ser H o Cl
• TCDD, estrictamente hablando, no es un organocloro porque contiene dos átomos de oxígeno

DDT o 2,2-bis- (p-clorofenil) -1,1,1-tricloroetano (un insecticida)

DDD o 2,2-bis- (p-clorofenil) -1,1-dicloroetano (un insecticida)

DDE o 2,2-bis- (p-clorofenil) -1,1-dicloroetileno (metabolito no insecticida de DDT y DDD)

Ácido 2,4-D o 2,4-diclorofenoxiacético (un herbicida)

Ácido 2,4,5-T o 2,4,5-triclorofenoxiacético (un herbicida)

PCB o bifenilos policlorados (fluido aislante eléctrico)

TCDD o 2,3,7,8-tetraclorodibenzo-p-dioxina (un contaminante traza)

Uso de plaguicidas para la salud humana

Diversos insectos y garrapatas son vectores que transmiten patógenos entre individuos de la misma especie, o de un hospedador alternativo a personas, o a animales domésticos y salvajes. Entre las enfermedades humanas importantes que son vectorizadas por invertebrados se incluyen las siguientes:

• malaria, que es causada por el protozoo Plasmodium y propagada a las personas por mosquitos Anopheles
• fiebre amarilla, encefalitis y virus del Nilo Occidental, causados por virus y diseminados por mosquitos
• enfermedad del sueño, causada por el protozoo Trypanosoma y propagada por la mosca tsetsina Glossina
• peste o muerte negra, causada por la bacteria Yersinia pestis y transmitida por la pulga de rata Xenopsylla keops
• tifoidea, causada por la bacteria Rickettsia prowazeki y transmitida por el piojo Pediculus humanus
• esquistosomiasis o bilharziasis, causada por el parásito sanguíneo Esquistosoma, con caracoles de agua dulce como hospedador alterno

En diversos grados, la incidencia de estas enfermedades se puede controlar mediante el uso de pesticidas contra los vectores invertebrados o los hospederos alternos. La abundancia de mosquitos, por ejemplo, se puede reducir rociando insecticida en su hábitat de reproducción acuática o aplicando un insecticida persistente a las paredes interiores de los edificios, donde descansan. De igual manera, las personas infestadas con piojos corporales pueden recibir una superficie espolvoreada con un insecticida; este fue un uso temprano de DDT. La peste se puede controlar mediante el uso de rodenticidas junto con programas de saneamiento para reducir las poblaciones de ratas. Durante el último medio siglo, los pesticidas han disminuido la abundancia de vectores y hospedadores alternos y han librado a cientos de millones de humanos de los efectos debilitantes o mortales de ciertas enfermedades, particularmente en los países tropicales. (Esto ha sido un factor importante en la reducción de las tasas de mortalidad y ha permitido un rápido crecimiento poblacional).

De hecho, uno de los primeros usos importantes del DDT fue en Nápoles, Italia, durante la Segunda Guerra Mundial, para prevenir una plaga mortal de tifus que podría haber diezmado a las tropas aliadas y a la población civil. Debido al éxito de este uso del DDT y su contribución al victorioso esfuerzo bélico, el primer ministro británico en su momento, Winston Churchill, se refirió al insecticida como “ese milagroso polvo de DDT”.

La malaria ha sido durante mucho tiempo una enfermedad importante en los países tropicales. Durante la década de 1950, alrededor del 5% de la población mundial estaba infectada con malaria. El uso de insecticida para reducir la abundancia de mosquitos logró enormes reducciones en la incidencia de malaria en algunos países. Por ejemplo, durante 1933-1935, la India registró alrededor de 100 millones de casos de malaria al año y 750 mil muertes. Sin embargo, la incidencia se redujo a 150 mil casos y 1,500 muertes en 1966 debido a la fumigación con DDT y al drenaje de humedales reproductores de mosquitos (McEwen y Stephenson, 1979). De igual manera, 2.9 millones de casos de malaria ocurrieron en Sri Lanka en 1934, y 2.8 millones en 1946, pero el uso de DDT ayudó a reducir esa incidencia a solo 17 casos en 1963 (Hayes, 1991). Sin embargo, la malaria ha estado resurgiendo recientemente en algunos países tropicales, en parte porque los mosquitos han desarrollado una tolerancia de base genética a insecticidas previamente efectivos. Muchas personas vuelven a estar expuestas al parásito palúdico, aunque la enfermedad hoy en día puede controlarse con medicamentos que impiden que Plasmodium se multiplique en la sangre. (Sin embargo, también hay indicios de que Plasmodium se está volviendo resistente a esos fármacos).

Plaguicidas y Agricultura

La agricultura moderna es una actividad altamente tecnológica. Máquinas, energía, fertilizantes, pesticidas y variedades de cultivos de alto rendimiento se utilizan en sistemas de manejo intensivo para cultivar cultivos (ver Capítulos 14 y 24). El papel de los plaguicidas es ayudar a controlar la abundancia de los siguientes problemas:

• malezas que compiten con las plantas de cultivo
• invertebrados y roedores que se alimentan de cultivos o productos almacenados
• enfermedades microbianas que pueden matar el cultivo o disminuir su rendimiento

Sin lugar a dudas, estos usos de pesticidas son factores importantes en la agricultura moderna. Incluso con el uso de pesticidas, los daños causados por plagas y enfermedades en todo el mundo equivalen a cerca de 24% de la cosecha potencial de trigo, 46% de arroz, 35% de maíz (maíz), 55% de caña de azúcar, 37% de uvas y 28% de vegetales (McEwen y Stephenson, 1979). En América del Norte, las plagas destruyen alrededor del 37% de la producción potencial de cultivos de alimentos y fibra (Pimentel et al., 1992).

Por supuesto, las prácticas de manejo en la agricultura se han intensificado mucho, particularmente durante el siglo XX y desde entonces. Este cambio se ha traducido en incrementos en la productividad de los cultivos. Las ganancias en el rendimiento agrícola se han logrado en gran medida por las influencias combinadas de lo siguiente:

• Mecanización de combustibles fósiles
• uso de fertilizantes
• variedades mejoradas cultivadas en sistemas monoculturales
• el uso de plaguicidas

La reciente intensificación de la agrotecnología se denomina a veces la “revolución verde”. Si bien los rendimientos agrícolas han aumentado mucho, hay que reconocer que las ganancias están altamente subsidiadas por lo siguiente (ver también Capítulos 14 y 24):

• uso intenso (y agotamiento) de combustibles fósiles y metales no renovables
• agotamiento de los recursos potencialmente renovables, como la fertilidad y la inclinación del suelo, y las aguas subterráneas y superficiales necesarias para el riego
• pérdida de masa de suelo por erosión
• salinización extensiva de suelos en regiones semiáridas (causada por métodos inadecuados de riego)
• daño ecológico asociado a la conversión de ecosistemas naturales en agrícolas
• Daño ecotoxicológico causado por el uso de pesticidas

En Estados Unidos, por ejemplo, el rendimiento del maíz fue típicamente de aproximadamente 1.4 t/ha-año en 1933, pero aumentó a 4.2 t/ha-año en 1963 y a 5.1-7.1 t/ ha-año durante 1978-1984. En México, los rendimientos de trigo aumentaron de 0.75 t/ ha-año en 1945 a 2.6 t/ ha-año en 1964. El rendimiento del arroz en Japón aumentó de un promedio anterior a la guerra de 1.8 t/ ha-año a 4.0 t/ ha-año en 1963, mientras que en Estados Unidos, los rendimientos de arroz han alcanzado 4.9—5.5 t/ ha-año (Hayes, 1991). Ganancias similares en el rendimiento agrícola se han logrado en Canadá (ver Figura 14.1).

Casi todos los sistemas agrícolas de manejo intensivo dependen hasta cierto punto del control de plagas. Las variedades de cultivos de alto rendimiento suelen ser vulnerables a la infestación por plagas de insectos, enfermedades y competencia de malezas. Los pesticidas se prescriben rutinariamente para manejar esos problemas. Además, los sistemas monoculturales (en los que solo se cultiva un solo cultivo en un campo) dan como resultado poblaciones reducidas de depredadores y parásitos naturales, lo que puede exacerbar las plagas existentes y permitir que se desarrollen otras nuevas. Algunos ambientalistas han descrito los sistemas agrícolas de manejo intensivo como una cinta de correr de pesticidas, porque dependen de pesticidas, a menudo en cantidades crecientes, para hacer frente a plagas imprevistas que emergen como “sorpresas”.

El uso de pesticidas en la agricultura canadiense ha aumentado mucho en las últimas décadas. El herbicida se aplicó a 26.7 millones de hectáreas de tierras agrícolas en 2011, un incremento triple con respecto a 1971 (Cuadro 14.10). Se aplicaron insecticidas y fungicidas a 8.7 millones de hectáreas, un incremento de 11 veces. En general, el uso de plaguicidas en la agricultura norteamericana aumentó aproximadamente diez veces entre 1945 y 1989 (Pimentel et al., 1992). Curiosamente, durante ese mismo periodo, las pérdidas de cultivos (solo para insectos) en realidad aumentaron algo, pasando de aproximadamente 7% durante 1941-1951 a 13% durante 1951-1974 (Hayes, 1991). Estas tendencias, que parecen contradecirse entre sí, pueden deberse a factores como el desarrollo de tolerancia de algunas plagas a los plaguicidas, la aparición de nuevas plagas por introducciones accidentales, cambios en las relaciones depredador-presa causados por el uso de plaguicidas y la introducción de nuevos cultivos. variedades que son vulnerables a plagas.

Los daños agrícolas causados por plagas de artrópodos varían mucho. A veces hay competencia directa con los humanos por un recurso alimentario, como cuando los insectos defolian los cultivos en los campos o atacan los alimentos almacenados. Tales depredaciones a veces pueden obliterar el rendimiento agrícola, como puede ocurrir durante una infestación severa de langostas. Más comúnmente, sin embargo, los insectos reducen el rendimiento solo algo.

En algunos casos, sin embargo, incluso daños menores por plagas pueden hacer que el producto sea invendible. Este puede ser el caso del daño causado a las manzanas por la polilla de la manzana (Carpocapsa pomonella). Las manzanas “Wormy” con larvas de este insecto no son vendibles a los consumidores, y hasta 90% de la fruta en huertos no rociados puede estar infestada (McEwen y Stephenson, 1979). Incluso una decoloración menor del fruto, como la costra de manzana y el russeting de las naranjas (que no afectan la productividad ni la calidad nutricional del cultivo) son consideradas inaceptables por muchos consumidores. Por lo tanto, los daños aparentemente poco importantes a los cultivos pueden ser una consideración económica crítica para los agricultores y la industria alimentaria. Al igual que con algunos medicamentos potencialmente salvavidas, los pesticidas son recetados en exceso para algunos usos.

Gran parte del uso de pesticidas en la agricultura está dirigido contra las malas hierbas, que interfieren con las plantas de cultivo al competir por recursos limitados de luz, agua y nutrientes. (Por supuesto, la “maleza” es en parte una cuestión de contexto —en otras situaciones, algunas especies de malezas tienen atributos positivos). Es bien sabido que las malas hierbas, si son abundantes, pueden provocar grandes disminuciones en la productividad de los cultivos agrícolas, incluso en un 50-90%. Esta es la razón por la que los agricultores siempre han tomado medidas para reducir la abundancia de malezas, inicialmente jalándolas o azadas a mano y posteriormente por cultivo mecánico (arado) para interrumpir su crecimiento. Más recientemente, los herbicidas químicos han sido ampliamente utilizados para controlar las malas hierbas agrícolas. En Estados Unidos, por ejemplo, el herbicida se usa en 85% del área sembrada para la mayoría de los cultivos (Gianessi y Sankula, 2003). Los cultivos que más herbicidas reciben son canola (en 99% su área cultivada), frijol seco (99%), zanahoria (98%), maíz (98%), arroz (98%), remolacha azucarera (98%), maní (97%), frijol verde (96%), soya (96%), tomate (96%), arándano (95%), cítricos (95%), algodón (95%) y papa (93%). El uso de herbicidas en el trigo es relativamente bajo (55%) debido a que el cultivo mecánico durante la siembra es efectivo en la reducción de malezas para este cultivo.

Según Gianessi y Sankula (2003), si se suspendiera el uso de herbicidas para los 40 cultivos que estudiaron, entonces el manejo de malezas tendría que depender de un mayor cultivo mecánico y deshierbe manual. Calcularon que tendría un costo anual de US$14 mil millones, aproximadamente el doble que el del uso de herbicidas (6.6 mil millones de dólares anuales). Si se suspendiera el uso de herbicidas y se sustituyera por prácticas alternativas, estimaron que 35 de los 40 cultivos estudiados sufrirían una disminución en la productividad, en un promedio de 21% (rango de 5-67%). La pérdida de productividad tendría un valor de alrededor de 21 mil millones de dólares anuales (incluidos 13 mil millones de dólares en productividad perdida y 8 mil millones de dólares en mayores costos de administración). Tenga en cuenta, sin embargo, que los “costos directos” del uso de herbicidas citados anteriormente (6.6 mil millones de dólares al año) no incluyen el valor del daño ambiental que podría ser causado, por ejemplo, por la toxicidad para plantas no objetivo, vida silvestre o trabajadores agrícolas. Debe recordarse que los métodos no herbicidas de control de malezas también causan daños ambientales, particularmente el cultivo mecánico, lo que aumenta la erosión y compactación del suelo. Los sistemas de manejo de labranza cero, que reducen en gran medida la tasa de erosión, deben depender del uso de herbicidas para controlar las malezas.

Por supuesto, las malas hierbas deben ser vulnerables a la toxicidad del herbicida que se usa contra ellas, mientras que la planta de cultivo debe ser tolerante. Algunos herbicidas son tóxicos para las malas hierbas de hoja ancha (plantas dicotiledóneas) pero no para el maíz, el trigo, la cebada u otros cultivos de la familia de las gramíneas (plantas monocotiledóneas). En consecuencia, los herbicidas son ampliamente utilizados en la agricultura de granos en América del Norte. Por ejemplo, se trata alrededor del 98% de la superficie de maíz y arroz. Algunas enfermedades importantes de las plantas agrícolas pueden manejarse con pesticidas. En ocasiones, se rocía insecticida para controlar artrópodos vectores de enfermedades microbianas. Más comúnmente, el fungicida se usa para controlar hongos patógenos como el tizón tardío (Phytophthora infestans) de papa, costra de manzana (Venturia inequalis), mildiú polvoriento (Sphaerotheca pannosa) de durazno y siembra y amortiguamiento de muchas especies de cultivos (Pythium spp.). El fungicida también ayuda a prevenir el deterioro de los cultivos almacenados por hongos como Aspergillus flavus, que puede crecer en legumbres, granos y frutos secos almacenados, produciendo aflatoxinas mortales que hacen que los alimentos sean venenosos para los humanos y el ganado.

Plaguicidas en Bosques

El uso de plaguicidas en la silvicultura suscita mucha controversia, muchas veces más que el uso de los mismos químicos en la agricultura. La controversia se refiere en parte a los daños que se pueden ocasionar a las numerosas especies nativas que están expuestas a los aerosoles forestales, en comparación con la mayoría de extraterrestres en la agricultura. Además, la fumigación en la silvicultura la realizan principalmente agencias gubernamentales y grandes empresas, mientras que en la agricultura suele involucrar a agricultores individuales que trabajan en una granja familiar. La mayoría de las personas tienen mayor empatía por los individuos que por el gran gobierno o las grandes empresas, y esto puede influir en sus opiniones sobre el uso de pesticidas.

Los pesticidas se utilizan en la silvicultura principalmente para controlar epidemias de insectos defoliantes y para manejar malezas en áreas reforestadas y plantaciones. Las mayores campañas de fumigación de insecticidas se han emprendido contra el gusano de la yema del abeto (Choristoneura fumiferana) en New Brunswick, donde se roció una superficie acumulada de aproximadamente 49 millones de hectáreas entre 1952 y 1992 (esto se examina posteriormente como estudio de caso). Otros grandes programas de aspersión han incluido aquellos contra la polilla gitana (Lymantria dispar, una plaga introducida que defolia muchas especies arbóreas), el looper de cicuta (Lambdina fiscellaria) y los escarabajos de la corteza (especialmente especies de Ambrosia e Ips).

Plaguicidas en el Hogar y Horticultura

Los pesticidas se usan comúnmente en y alrededor de los hogares. Por ejemplo, se puede usar insecticida para matar chinches y cucarachas, y rodenticida para envenenar ratas y ratones. Además, en la horticultura se utilizan grandes cantidades de plaguicidas. Los herbicidas se aplican especialmente ampliamente, principalmente para lograr la estética de césped y césped que muchos propietarios buscan. Para ello, se utiliza herbicida para matar plantas de hoja ancha como el diente de león y el plátano. La “maleza” en las preparaciones comunes de césped de “malezas y piensos” es el herbicida 2,4-D, dicamba o mecoprop.

Algunos de los usos más intensivos de pesticidas ocurren en el manejo de campos de golf, particularmente en putting greens donde la calidad del césped debe ser muy consistente. El fungicida se utiliza en cantidades especialmente grandes para prevenir enfermedades del césped. Sobre una base por unidad de área, el uso de pesticidas para poner greens puede ser más intensivo que casi cualquier otro en la agricultura.

DDT y organoclorados relacionados

El primer estudio de caso involucra DDT e insecticidas organoclorados relacionados, como DDD, dieldrín y aldrín. Estos productos químicos alguna vez fueron ampliamente utilizados en Canadá y la mayoría de los otros países desarrollados. A pesar de que estos organocloros fueron prohibidos aquí a principios de la década de 1970, siguen siendo utilizados en algunas naciones menos desarrolladas.

El DDT y sus familiares son persistentes en el medio ambiente. En consecuencia, a pesar de que estos químicos no se han utilizado en Canadá desde hace varias décadas, todavía hay residuos sustanciales en los ecosistemas de nuestro país. En parte, esto también es resultado del uso continuado de estos organoclorados en algunos países tropicales, debido a que pequeñas cantidades de residuos de esos usos continuos son transportados a países de latitudes altas por procesos de ciclismo globales. Además, los organoclorados son más persistentes en ambientes más fríos que en los más cálidos. Como resultado, estos y algunos organocloros no insecticidas (como los PCB y las dioxinas) siguen siendo contaminantes importantes en Canadá.

El DDT se sintetizó por primera vez en 1874, pero sus propiedades insecticidas no fueron descubiertas hasta 1939. Su primer uso importante fue durante la Segunda Guerra Mundial en programas de control de piojos corporales, mosquitos y otros vectores de enfermedades. El DDT fue rápidamente reconocido como un insecticida extremadamente efectivo, y se volvió ampliamente utilizado en la agricultura, la silvicultura y contra la malaria. El uso de DDT alcanzó su punto máximo en 1970, cuando se fabricaron 175 millones de kilogramos a nivel mundial. Poco después, los países desarrollados comenzaron a prohibir la mayoría de los usos del DDT porque se encontró que estaba causando daños ecológicos, incluida la contaminación de las personas y su red alimentaria. Algunos investigadores pensaron que esta contaminación podría estar causando enfermedades, como aumentos en el cáncer y enfermedades hepáticas. Sin embargo, el uso de DDT ha continuado en algunos países tropicales, principalmente contra mosquitos vectores de enfermedades.

Sin embargo, incluso en esos países el uso de DDT y otros insecticidas organoclorados ha ido disminuyendo. Esto se debe en parte a que muchas plagas han desarrollado una tolerancia de base genética a estos químicos (a veces conocida como resistencia), lo que disminuye su efectividad como pesticidas. El desarrollo de la tolerancia es un proceso evolutivo en el que la exposición a una sustancia tóxica selecciona individuos resistentes dentro de una población genéticamente variable (ver Capítulos 6 y 15). Aunque los individuos tolerantes son normalmente raros en poblaciones no pulverizadas, pueden llegar a ser rápidamente dominantes en el hábitat rociado. Si el insecticida no los mata, sobreviven para reproducirse, y transmiten los genes para tolerancia a sus crías. Más de 500 especies de insectos y ácaros tienen poblaciones tolerantes a al menos un insecticida, y hay más de 100 patógenos de plantas resistentes a fungicidas, 55 malezas tolerantes a herbicidas y cinco roedores resistentes a anticoagulantes (NRC, 1986; Winston, 199; Landis et al., 2002).

Varias propiedades físicas y químicas de los organoclorados tienen una influencia importante en su capacidad de causar daños ecológicos. Primero, tienen una persistencia prolongada, o una tendencia a permanecer químicamente sin cambios en el ambiente porque no son fácilmente degradados por microorganismos o por agentes físicos como la luz solar o el calor. Por ejemplo, el DDT tiene una vida media en suelo de 3-10 años. El principal producto de descomposición del DDT es el DDE organoclorado estrechamente relacionado, el cual tiene una persistencia similar.

Además, el DDT y los organocloros relacionados son esencialmente insolubles en agua y por lo tanto no se pueden “diluir” en ese abundante disolvente. En cambio, estos químicos son altamente solubles en grasas (o lípidos), que ocurren principalmente en organismos. Por lo tanto, el DDT y los organocloros relacionados tienen una fuerte afinidad por los organismos, y se acumulan en los seres vivos en fuerte preferencia por el entorno no vivo —este proceso se llama bioconcentración.

Además, los organismos son altamente eficientes en la asimilación de organocloros que están presentes en sus alimentos. Como resultado, los depredadores en la parte superior de la red alimentaria desarrollan los mayores residuos de organoclorados, particularmente en sus tejidos grasos (esto se conoce como biomagnificación o aumento de la red alimentaria). Tanto la bioconcentración como el aumento de la red alimenticia son progresivos con la edad, por lo que los individuos de mayor edad en una población son los más contaminados (ver En Detalle 18.1).

Estas propiedades de los organocloros se ilustran en la Figura 22.1 y en el Cuadro 22.3. Tenga en cuenta que las concentraciones son minúsculas en el aire, el agua y el suelo no agrícola, en comparación con los residuos mucho más altos que ocurren en los organismos. Obsérvese también que las concentraciones en las plantas son menores que en los herbívoros, y que los residuos son más altos en la parte superior de la red alimentaria, como en aves depredadoras y humanos.

Cuadro 22.3. Residuos típicos del DDT en las décadas de 1960 y 1970. Fuentes: Datos de Edwards (1975) y Freedman (1995).

Otra característica de los organocloros es su ubicuidad: sus residuos se encuentran en todos los organismos a lo largo de la biosfera. Esta contaminación generalizada se produce porque los organocloros entran en un ciclo global y se dispersan ampliamente en los cuerpos de los organismos migratorios y en la atmósfera por evaporación y en polvo erosionado por el viento. Los residuos de DDT se encuentran incluso en organismos de la Antártida, muy alejados de áreas donde alguna vez se utilizó. En un estudio realizado en esa región del extremo sur, la concentración de “DDT total” (casi todos los cuales ocurren como residuo metabólico, DDE) en la grasa de las skúas (un ave marina, Catharacta maccormicki) fue de 5 ppm (o 5 µg/g). Residuos más pequeños (< 0.44 ppm) ocurrieron en aves que se alimentaban más bajas en la red alimenticia, como fulmar (Fulmarus glacialoides) y macarrones pingüinos (Eudyptes chrysolophus) (Norheim et al., 1982).

Si bien los residuos organoclorados son ubicuos en la biosfera, concentraciones mucho mayores ocurren en animales que viven cerca de áreas donde se han utilizado estos químicos, como América del Norte. Debido a que los mamíferos marinos se alimentan en o cerca de la parte superior de su red alimentaria y son de larga vida, pueden tener residuos extremadamente altos de organoclorados. Por ejemplo, las marsopas portuarias (Phocoena phocoena) en el Atlántico de Canadá han tenido residuos de DDT de hasta 520 ppm en su grasa (Edwards, 1975). Los altos residuos de organoclorados también ocurren en aves depredadoras superiores, especialmente rapaces (como águilas, halcones, halcones y búhos). Previo a la prohibición del DDT, los residuos promediaron 12 ppm (con un máximo de 356 ppm) en una muestra de 69 águilas calvas (Haliaeetus leucocephalus), hasta 460 ppm entre 11 somormujos occidentales (Aechmophorus occidentalis), y hasta 131 ppm entre 13 gaviotas arenques (Larus argentatus) (Edwards, 1975).

Las exposiciones intensas a organoclorados causaron importantes daños ecológicos, incluyendo envenenamientos de aves. Durante las décadas de 1950 y 1960, las muertes de aves resultaron cuando se roció DDT en áreas urbanas para matar a los escarabajos vectores de la enfermedad del olmo holandés, causada por un patógeno fúngico (Ceratocyctis ulmi) que fue introducido accidentalmente en América del Norte desde Europa. El hongo es transportado entre árboles por los escarabajos de la corteza, los cuales pueden ser controlados en cierta medida por el uso de insecticida. La fumigación para este propósito fue intensiva, y típicamente implicó una aplicación de 0.7-1.4 kg de DDT por árbol. Las aves que se alimentaban de invertebrados en áreas tratadas fueron expuestas a dosis letales. Un estudio en New Hampshire encontró 117 aves muertas en un área de aspersión de 6 ha, y estimó que 70% de los petirrojos reproductores (Turdus migratorius) habían sido sacrificados (Wurster et al., 1965). Tanto la mortalidad aviar ocurrió en barrios rociados que el canto de los pájaros se redujo notablemente —de ahí el título del libro de 1962 de Rachel Carson, Silent Spring (In Detail 22.3).

Además de la intoxicación aguda causada por organoclorados en áreas rociadas, se produjeron daños más insidiosos en grandes regiones. Muchas especies experimentaron toxicidad crónica a largo plazo, incluso lejos de las áreas rociadas. Se necesitaron años de monitoreo poblacional e investigación ecotoxicológica antes de que los organocloros fueran identificados como la causa de este daño generalizado. De hecho, podemos ver la intoxicación crónica de aves y otros animales silvestres como una “sorpresa” ecológica que ocurrió porque los científicos (y la sociedad) no tenían experiencia con los efectos a largo plazo de organocloros persistentes y biomagnificantes.

Las aves raptóricas se encontraban entre las víctimas prominentes de insecticidas organoclorados. Estas aves son vulnerables debido a que son depredadores superiores y acumulan altos residuos de organoclorados. Las poblaciones reproductoras de diversas rapaces sufrieron grandes descensos. Las especies gravemente afectadas incluyeron el halcón peregrino (Falco peregrinus), el águila pescadora (Pandion haliaetus), el águila calva (Haliaeetus leucocephalus) y el águila real (Aquila chrysaetos) (ver Canadian Focus 22.1). En todos los casos, estas especies fueron expuestas a un “cóctel” de organoclorados, incluyendo los insecticidas DDT, DDD (ambos se metabolizan a DDE), aldrina, dieldrina y heptacloro, así como PCB, un grupo de compuestos no insecticidas con muchos usos industriales. Los investigadores han investigado la importancia relativa de estos diversos organoclorados para provocar la disminución poblacional de rapaces. Parece que el DDT pudo haber sido la toxina más importante para las aves en América del Norte, mientras que los ciclodienos (particularmente el dieldrín) fueron más influyentes en Gran Bretaña (Cooper, 1991; Moriarty, 1999).

El daño a las rapaces se asoció principalmente con efectos crónicos en su reproducción, más que con la toxicidad causada a los adultos. El daño reproductivo incluyó la producción de cáscaras de huevo delgadas que se romperían bajo el peso de un progenitor en incubación, alta mortalidad de embriones y polluelos y comportamiento anormal de los adultos. El número de polluelos de pleno derecho disminuyó, lo que resultó en una rápida disminución de la población.

Desde las prohibiciones de DDT y otros organocloros en América del Norte, sus residuos en la vida silvestre han ido disminuyendo progresivamente. Los datos que muestran esta disminución se han obtenido mediante el análisis de huevos de gaviotas arenques (Larus argentatus) que se reproducen en los Grandes Lagos (Figura 22.2). Aunque los huevos de varios lugares difieren en sus residuos (en parte dependiendo de las fuentes locales), todos presentan grandes disminuciones en DDE y PCB. También se han producido disminuciones en los residuos en los cormoranes de doble cresta (Phalacrocorax auritus).

En Detalle 22.3. Silent Spring Rachel Carson, bióloga estadounidense, escribió muchos artículos científicos y varios libros, el más famoso de los cuales, Silent Spring, fue publicado en 1962. Silent Spring estaba dirigido a un público popular, y fue una acusación viva y polémica del uso de pesticidas tal como se practicaba en su momento, particularmente el uso de DDT y otros insecticidas organoclorados. Silent Spring fue escrito para advertir a la sociedad sobre los peligros conocidos y potenciales que estos pesticidas representan para la vida silvestre, y también para las personas a través de la contaminación de sus alimentos. Silent Spring logró ese objetivo y, de hecho, fue una bomba literaria que provocó una erupción de conciencia pública sobre temas de pesticidas.

Aunque el DDT y sus parientes organoclorados fueron claramente útiles para matar plagas, Carson describió cómo también estaban causando una gran mortalidad a artrópodos no plagas, y también a aves, mamíferos y otros animales silvestres. También advirtió que las personas estaban siendo ampliamente expuestas a organoclorados, encontrándose residuos significativos, por ejemplo, en la leche de madres lactantes. Señaló: “Por primera vez en la historia del mundo, cada ser humano está ahora sujeto a sustancias químicas peligrosas, desde el momento de la concepción hasta la muerte”. Aunque en ese momento se sabía poco sobre el tema, Carson advirtió que la exposición crónica y de bajo nivel de las personas a los organoclorados era potencialmente peligrosa.

Un best-seller, Silent Spring provocó una enorme controversia sobre los efectos de los químicos antropogénicos en el medio ambiente. Las empresas que fabricaban plaguicidas montaron sus propios programas de información y publicidad. Intentaron desacreditar a Carson etiquetándola como una agitadora irresponsable y al afirmar que no representaba las opiniones de la mayoría de los científicos. De hecho, algunos de los detalles técnicos del análisis de Carson se encontraron posteriormente incorrectos, pero esto no es sorprendente considerando la comprensión incompleta en ese momento sobre los pesticidas y sus impactos ambientales. Sin embargo, la tesis esencial de Silent Spring fue que los insecticidas organoclorados contaminaban ampliamente los organismos y el medio ambiente, eran persistentes y causaban daños extensos. En gran parte, estas aseveraciones eran correctas.

Desafortunadamente, Rachel Carson murió prematura de cáncer en 1964, justo cuando el mensaje de Silent Spring se estaba volviendo ampliamente reconocido. Hoy en día, Carson es conocido como uno de los ambientalistas más influyentes de la historia, un pionero que merece gran parte del crédito por el nacimiento del movimiento ambiental a mediados de la década de 1960. Al igual que todos los ecologistas, Rachel Carson promovió una ética de responsabilidad humana por cuidar la biosfera y sus especies.

El caso del carbofurano

Importantes reemplazos para DDT y organoclorados relacionados han sido insecticidas organofosforados y carbamatos. Estos envenenan a los insectos y a otros artrópodos al inhibir una enzima específica, la acetilcolinesterasa (AChE), la cual es crítica en la transmisión de los impulsos nerviosos. Vertebrados como anfibios, peces, aves y mamíferos también son sensibles al envenenamiento de su sistema AChE. En todos estos animales, la intoxicación aguda por insecticidas organofosforados y carbamatos provoca temblores, convulsiones y, en última instancia, la muerte.

El carbofurano es un insecticida carbamato que puede ser utilizado para muchos propósitos en la agricultura. Una formulación es una suspensión líquida que puede diluirse en agua y luego ser rociada por difusión contra plagas como saltamontes y escarabajos foliares. También está disponible en una formulación granular, en la que el insecticida recubre partículas de grano y se siembra junto con semillas para proteger las plántulas tiernas del daño de los insectos. La formulación granular se ha utilizado comúnmente en la siembra de canola y maíz.

Desafortunadamente, la fauna silvestre está expuesta a dosis tóxicas de carbofurano cuando se usa cualquiera de estas formulaciones. Por ejemplo, si no todos los gránulos de carbofurano están enterrados en los surcos de siembra, permanecen expuestos en la superficie (Mineau, 1993). En un método de siembra, utilizado para el maíz en Ontario, 15-31% de los gránulos permanecieron expuestos en la superficie, o 515-1065 gránulos expuestos por metro de surco. Los métodos utilizados para plantar canola en el oeste de Canadá a menudo dejaron alrededor del 5% de los gránulos en la superficie. Los gránulos expuestos pueden ser ingeridos por aves que comen semillas, las cuales requieren partículas duras de ese tamaño como “grano” para macerar semillas de recubrimiento duro en su molleja muscular. El carbofurano es extremadamente tóxico: el consumo de solo 1-5 gránulos puede matar a un ave pequeña. Rapaces y mamíferos son envenenados secundariamente si hurgan los cadáveres.

Además, los campos tratados con carbofurano pueden inundarse durante la primavera y el otoño, y las aguas superficiales pueden contener grandes residuos del insecticida. Esto es particularmente el caso si el suelo y el agua son ácidos, lo que reduce en gran medida la tasa de descomposición del carbofurano en químicos menos tóxicos.

De todos los pesticidas utilizados recientemente en la agricultura, el carbofurano probablemente ha causado la mortalidad más no objetivo de aves y otros animales salvajes. A pesar de que no existe un programa sistemático para reportar muertes de aves causadas por el uso de pesticidas en Canadá o Estados Unidos, se documentó un gran número de incidentes tóxicos para el carbofurano (Mineau, 1993), algunos de los cuales fueron:

• Más de 2,000 espuelas largas de Laponia (Calcarius lapponicus), un pinzón que come semillas, fueron asesinados después de comer gránulos de carbofurano en un campo de canola recién plantado en Saskatchewan en mayo de 1984
• Alrededor de 1,200 aves, en su mayoría gorriones de sabana (Passerculus sandwichensis), fueron asesinadas por carbofurano granular en campos de nabos y rábanos en Columbia Británica en septiembre de 1986
• Más de 1,000 cerceta de alas verdes (Anas carolinensis) murieron a las pocas horas de aterrizar en un campo de nabos inundado en Columbia Británica en el otoño de 1975
• Al menos 50 ánade real (Anas platyrhynchos) y pintails (A. acuta) fueron envenenados en un campo inundado en Columbia Británica en diciembre de 1973
• Hallan 2,450 anzuelos muertos (Mareca americana) un día después de la fumigación de un campo de alfalfa en California en marzo de 1974

Estos ejemplos son solo una pequeña fracción de las muertes de aves conocidas causadas por el uso rutinario del carbofurano en la agricultura. También hay, por supuesto, un mayor número de incidentes no denunciados. Debido a que el uso de carbofurano en la agricultura conlleva un riesgo tan conocido de envenenar aves y otras especies silvestres, los ecologistas y ambientalistas presionaron vigorosamente para que se retirara su registro para esos usos, o al menos más estrictamente controlado. En 1993, la Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos prohibió la formulación granular de carbofurano a base de arena, a excepción de algunos usos relativamente menores y uno mayor (con cultivos de arroz) para los que no había alternativa adecuada. En 1996, Agriculture Canada, la agencia federal que regula el uso de pesticidas, prohibió la mayoría de los usos de carbofurano en suspensión líquida, así como todas las formulaciones granulares. Estas fueron acciones positivas en términos de regulación de plaguicidas, aunque a juicio de muchos toxicólogos de vida silvestre tardó un tiempo excesivamente largo para que se tomaran esas medidas necesarias.

Enfoque Canadiense 22.1. Organoclorinos y el halcón peregrino La víctima aviar más famosa de los organocloros fue el halcón peregrino, cuya disminución poblacional se notó por primera vez a principios de la década de 1950 en América del Norte y Europa Occidental (Peakall, 1990; Freedman, 1995). Para 1970, los peregrinos del este de América del Norte (la subespecie Falco peregrinus anatum) habían dejado de reproducirse y estaban en peligro crítico. Al mismo tiempo, la subespecie tundrius del Ártico estaba disminuyendo rápidamente. Solo las subespecies de pealei que se reproducen en las islas de Columbia Británica y Alaska tuvieron un éxito reproductivo normal y una población estable.

Los halcones pealei no migran. Además, viven en una región donde no se utilizan pesticidas y se alimentan principalmente de aves marinas no migratorias. En contraste, los peregrinos de anatum se reproducen en una región donde los organoclorados fueron ampliamente utilizados y se alimentaron de presas contaminadas. Los halcones tundrius se reproducen en un desierto del norte donde no se utilizan pesticidas, sino que invernan en Centro y Sudamérica donde su alimento estaba contaminado por organocloros, al igual que su presa de aves acuáticas migratorias y aves playeras en el Ártico. Estudios realizados por toxicólogos de vida silvestre encontraron que las poblaciones de halcones peregrinos con altos residuos organoclorados estaban poniendo huevos de cáscara delgada y padeciendo otro tipo de deterioro reproductivo. Este daño estaba provocando el colapso de sus poblaciones. Para 1975, las aves anatum se habían extirpado en el este de América del Norte, mientras que las aves del tundrius ártico habían disminuido a solo unas 450 parejas desde niveles históricos de más de 5 mil parejas.

Afortunadamente, muchos países (incluidos Canadá, Estados Unidos y la mayoría de las otras naciones desarrolladas) prohibieron el uso posterior del DDT y la mayoría de los demás organocloros en la década de 1970. Esto resultó en una marcada disminución de los residuos en el alimento de peregrinos y otras rapaces, lo que permitió que sus poblaciones se estabilizaran o recuperaran. Para 1985, los peregrinos árticos estaban aumentando en abundancia, y pequeñas poblaciones reproductoras se habían restablecido en regiones más meridionales.

La recuperación se vio reforzada en gran medida por un programa (financiado en Canadá por el Servicio Canadiense de Vida Silvestre) que crió peregrinos en cautiverio para proporcionar aves jóvenes para su liberación en el rango anterior de la subespecie anatum. Varios miles de jóvenes peregrinos fueron liberados en Canadá y Estados Unidos, y muchas de las aves sobrevivieron y se criaron. Algunos de ellos fueron liberados en ciudades, donde edificios altos proporcionan hábitat de anidación en forma de acantilado y hay abundantes palomas y otras aves urbanas como presa. Gracias a la disminución de los residuos de organoclorados resultante de las prohibiciones sobre el uso de estos químicos, el halcón peregrino está en camino de regreso.

Imagen 22.1. El halcón peregrino es una especie que sufrió disminuciones poblacionales generalizadas como consecuencia de los efectos ecotoxicológicos del DDT y otros organoclorados. Fuente: Dennis Jarvis, Wikimedia Commons; http://commons.wikimedia.org/wiki/File:Falco_peregrinus_-Nova_Scotia,_Canada_-eating-8.jpg

Diazinón y Monocrotofos

Otros insecticidas modernos también están envenenando a las aves canadienses. El diazinón, un insecticida organofosforado, ha ocasionado numerosos casos de mortalidad masiva. Por ejemplo, a fines de la década de 1980, hubo al menos cinco eventos en los que se mataron bandadas enteras de ganso canadiense (Branta canadensis) cuando se alimentaban de pasto en campos de golf en el sur de Ontario que habían sido tratados para reducir las infestaciones de insectos del césped (Mineau, 1999). Los gansos murieron en cuestión de minutos, como es típico de la intoxicación aguda por inhibidores de AChE. Eventos tóxicos similares han ocurrido en Estados Unidos, entre ellos uno en el que murieron 700 gansos Brant (Branta bernicla) en un campo de golf de Nueva York. El diazinón ahora ha sido prohibido para su uso en campos de golf en Estados Unidos, pero aún se puede usar en Canadá para ese propósito y también con fines hortícolas y agrícolas, aunque su uso está disminuyendo.

En 1996, se descubrió que el uso agrícola de monocrotofos y otros insecticidas organofosforados contra saltamontes en Argentina estaba matando a un gran número de halcones de Swainson (Buteo swainsoni). Esta rapaz se reproduce en el oeste de Canadá y Estados Unidos y migra al invierno en las pampas de América del Sur. Las poblaciones de este halcón habían estado disminuyendo desde hacía varios años. Sin embargo, no fue hasta que algunas aves fueron equipadas con transmisores satelitales y siguieron a Argentina que los toxicólogos de vida silvestre descubrieron una causa probable de la disminución, el uso mal regulado de monocrotofos en los terrenos de invernada. Estudios de campo en Argentina descubrieron que más de 20 mil halcones de Swainson habían sido asesinados en una sola zona agrícola (otras regiones no fueron encuestadas), de una población reproductora total de sólo 400 mil (de los cuales hasta una cuarta parte se reproducen en Canadá).

El monocrotofos es extremadamente tóxico para las aves, aunque no es persistente en el medio ambiente. Debido al riesgo de daños ecológicos, el monocrotofos ha sido prohibido en Estados Unidos y nunca se registró para su uso en Canadá. En Argentina, sin embargo, el insecticida podría ser utilizado legalmente. Los halcones de Swainson fueron expuestos a dosis letales de monocrotofos cuando revolotearon detrás de tractores rociadores para alimentarse de saltamontes enrojecidos por la maquinaria, y también cuando más tarde se alimentaron de presas contaminadas con insecticidas. Argentina ha prohibido desde entonces los monocrotofos, reemplazando sus aplicaciones por piretroides.

Neonicotinoides

Quizás el tema más polémico relacionado con pesticidas de los últimos años (esto se escribió en 2015) es el uso de insecticidas neonicotinoides agrícolas (Jeschke et al., 2011; Mineau y Palmer, 2013; van der Sluijs et al, 2014). Se trata de una clase de insecticidas sintéticos inhibidores del AChE que son químicamente similares a la nicotina, el alcaloide clave en el tabaco. Los neonicotinoides son mucho menos tóxicos para los animales vertebrados que los insecticidas carbamatos y organofosforados, pero son venenos persistentes y de amplio espectro para los artrópodos no diana. El grupo “neónico” incluye una variedad de compuestos, siendo el imidacloprid recientemente uno de los insecticidas más utilizados en el mundo.

Los neonicotinoides son un insecticida sistémico. El químico se puede aplicar con agua de riego, como un spray a base de agua, o como recubrimiento sobre semillas destinadas a la siembra. En todos esos casos, el neónico es absorbido y luego distribuido por toda la planta para conferir protección contra insectos herbívoros. Estos se han convertido en usos populares —desde la introducción de la neónica a principios de la década de 1990, han crecido hasta representar varios miles de millones de dólares de ventas anuales. Los neonicotinoides se utilizan en una amplia gama de cultivos. En Estados Unidos, se utilizan en 95% de la superficie cultivada de canola y maíz, y al menos la mitad de algodón, sorgo, soja y remolacha azucarera. Se utilizan en muchos cultivos frutales, incluyendo almendras, manzanas, bayas, cerezas, uvas, naranjas y duraznos, así como verduras como verduras de hoja verde, papas y tomates, e incluso granos de cereales. También se utilizan como conservante de la madera.

Recientemente, el uso de neonicotinoides se ha relacionado con algunos problemas ambientales importantes. Una es la disminución general de los insectos polinizadores, que son vitales tanto para la producción agrícola como para los ecosistemas naturales. El vínculo agrícola implica el hecho de que la mayoría de los frutos comerciales, que van desde las manzanas hasta los zucchinis, dependen de insectos para polinizar sus flores para que pueda ocurrir el desarrollo del fruto. Las abejas melíferas son especialmente importantes en este sentido, sin embargo, estos polinizadores de vital importancia han ido disminuyendo gravemente debido a un síndrome que se conoce como trastorno del colapso de colonias. No se conoce exactamente la causa de ese daño, pero se sospecha que la neónica tiene una influencia contribuyente. Otro efecto indirecto del uso generalizado de la neónica podría ser la disminución de algunas especies de aves debido a una reducción de su base alimenticia de artrópodos (Hallmann et al., 2014).

Como resultado de la creciente preocupación por los efectos ambientales de los insecticidas neonicotinoides, muchos países han estado restringiendo o prohibiendo su uso. En 2013, un estudio de la Autoridad Europea de Seguridad Alimentaria reportó un riesgo inaceptablemente alto para las abejas melíferas por muchos usos de la neónica, y en 2014 se publicó un estudio crítico integrado (van der Sluijs et al, 2014). En 2014, en respuesta a esta y otras investigaciones, 15 de los 27 estados miembros de la Unión Europea votaron a favor de restringir el uso de tres neonicotinoides (clotianidina, imidacloprid y tiametoxam) durante dos años mientras se realizaron estudios adicionales. La Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos está revisando su registro, y las autoridades canadienses están monitoreando esos desarrollos internacionales.

Budworm de abeto

Los programas de rociado de insecticidas más grandes en la silvicultura se han montado contra el gusano de la yema del abeto (Choristoneura fumiferana), particularmente en New Brunswick. Debido a que la fumigación ocurre sobre extensos bosques naturales, cuya biodiversidad consiste en especies nativas, representa un excelente estudio de caso para examinar los efectos ecológicos del uso de insecticidas. El gusano de la yema del abeto es una polilla nativa cuyas larvas son plagas del bosque dominado por abetos y abetos. Una infestación puede afectar decenas de millones de hectáreas, y los árboles mueren después de varios años de defoliación. Los rodales maduros dominados por el abeto balsámico (Abies balsamea) son particularmente vulnerables. El abeto blanco (Picea glauca) también es un alimento preferido, pero el abeto rojo (P. rubens) y el abeto negro (P. mariana) son menos propensos a sufrir daños letales. La lombriz del abeto siempre está presente en pequeñas poblaciones en su hábitat de abeto y abeto, pero ocasionalmente irrumpe hasta una enorme abundancia y se convierte en una plaga. En condiciones normales, solo pueden ocurrir alrededor de cinco larvas en cada árbol de coníferas, pero esto aumenta a 2 mil al inicio de una irrupción, y a más de 20 mil durante el pico. Un brote local generalmente se mantiene por 6-10 años, y luego colapsa. Estudios realizados en Quebec han demostrado que los brotes han ocurrido en un intervalo promedio de alrededor de 35 años (Blais, 1985). Un brote suele ser sincrónico (ocurre al mismo tiempo) sobre una extensa área de bosque vulnerable, aunque existen grandes variaciones en la abundancia de gusano de los cogollos entre rodales. Se desconocen las razones exactas de las irrupciones, pero pueden implicar varios años de clima cálido y seco en la primavera, lo que favorece la supervivencia de las larvas.

Daños Forestales

Parece que el grado de daño causado por el gusano de la yema del abeto puede haber aumentado durante los tres brotes del siglo XX. El brote que comenzó en 1910 afectó alrededor de 10 millones de hectáreas, una a partir de 1940 involucró 25 millones de ha, y otra en 1970 afectó a más de 55 millones de ha (Figura 22.3). La ampliación de las áreas de infestación puede estar relacionada con un aumento en la extensión del bosque vulnerable de abeto abeto, posiblemente debido a las siguientes influencias:

• regeneración de rodales de coníferas en tierras de cultivo abandonadas, particularmente desde la década de 1920
• protección de bosques contra incendios forestales
• prácticas forestales como la tala clara
• fumigación de rodales infestados con insecticida, lo que puede ayudar a mantener el hábitat en una condición adecuada para la lombriz

El gusano de los cogollos ha causado enormes daños a los recursos forestales de importancia económica. Durante el brote más reciente (1971-1984), la mortalidad de los árboles fue equivalente a más de 38 millones de metros cúbicos de madera vendible. Durante el pico de la infestación, se produjo una mortalidad sustancial de árboles en alrededor de 26.5 millones de hectáreas en el este de Canadá (Ostaff, 1985). El rápido desarrollo de una infestación puede ilustrarse con el caso de la Isla del Cabo Bretón (Ostaff y MacLean, 1989). No se observó defoliación por gusano cogollero en 1973, pero en 1974 hubo defoliación de moderada a severa sobre 165 mil hectáreas. Esto aumentó a 486 mil ha en 1975, y a 1.22 millones de hectáreas en 1976, cuando esencialmente todo el vulnerable bosque abeto abeto estaba infestado.

Una irrupción de gusano de la cogolla puede durar 10 o más años, con el daño aumentando con el tiempo. Durante los dos primeros años de defoliación severa en Cape Breton, 4% de los abetos bálsamos murieron. La mortalidad acumulada aumentó a 9% después de cuatro años de defoliación pesada, 37% después de seis años, 48% después de ocho años, 75% después de 10 años y 95% después de 12 años (Ostaff y MacLean, 1989). En todo el este de Canadá, la mortalidad de árboles promedió 85% en rodales maduros dominados por abetos, 42% en rodales de abeto inmaduros y 36% en rodales de abeto maduros (MacLean, 1990).

Los árboles maduros son mucho más vulnerables al gusano de los cogollos que los más pequeños inmaduros, que comúnmente sobreviven a un brote. En consecuencia, el sotobosque de un rodal dañado suele contener una densa población de abetos y abetos pequeños. Conocido como regeneración avanzada, esto es importante para restablecer el próximo bosque de abetos y abetos después de que colapse una infestación. En Cape Breton, los rodales severamente dañados tenían típicamente una regeneración avanzada de 45 mil abetos pequeños más 3 mil abetos por hectárea, la mayoría de los cuales sobrevivieron a la infestación (MacLean, 1988).

Después de que los árboles maduros mueren y el dosel se abre, las pequeñas coníferas crecen rápidamente y establecen otro bosque de abetos y abetos, que se vuelve vulnerable décadas después a otra irrupción de gusano cogollero. Estas observaciones sugieren que, a largo plazo, la interacción entre el bosque y el gusano de la cogolla puede verse como una sucesión cíclica ecológicamente estable. El ciclo natural de perturbación y recuperación probablemente viene ocurriendo desde hace miles de años, aunque las influencias humanas pueden haber aumentado su escala desde el siglo XIX.

Por supuesto, el gusano de la yema del abeto causa una gran inestabilidad económica en la industria de los productos forestales, que está en competencia con esta polilla por el recurso abeto abeto. Las irrupciones periódicas de gusano cogollero dañan severamente el bosque, dificultando que los humanos planifiquen su propia cosecha y manejo ordenado de los árboles. La fumigación es una forma de lidiar con este problema, ya que puede limitar la defoliación y prevenir alguna mortalidad de árboles. El objetivo de la fumigación no es erradicar el gusano de la cogolla, sino disminuir el daño que causa, y así mantener el recurso forestal y su economía dependiente.

Daño no objetivo

Los insecticidas sintéticos utilizados contra el gusano de la yema causaron una gran cantidad de mortalidad no objetivo. Las tasas típicas de aspersión y toxicidades para los insecticidas se resumen en el Cuadro 22.4. El DDT es el menos tóxico para el gusano de la yema, pero el más tóxico para los peces salmonidos. Quizás la razón más importante de la prohibición de usar DDT en 1968 contra el gusano de la cogolla fue la mortalidad causada a los peces deportivos, particularmente al salmón del Atlántico (Salmo salar) y a la trucha de arroyo (Salvelinus fontinalis).

Los insecticidas que inicialmente reemplazaron al DDT son más tóxicos para el gusano de la yema y por lo tanto podrían ser rociados a tasas más bajas al tiempo que se logra un grado similar de control de plagas Si bien estos insecticidas son menos tóxicos para los peces que el DDT, pueden ser muy venenosos para otros animales. El fenitrothion y el aminocarb, por ejemplo, son altamente tóxicos para todos los artrópodos, por lo que su uso resulta en una enorme matanza de insectos y arañas no objetivo, incluidos muchos depredadores del gusano de los cogollos. Un estudio estimó que una pulverización típica de fenitrothion mató hasta 7.5 millones de individuos de cientos de especies de artrópodos por hectárea, aunque más del 90% de la biomasa muerta fue gusano de los cogollos (Varty, 1975). En general, una pulverización típica con fenitrothion provocó una disminución a corto plazo en la biomasa de artrópodos de 35%, y una disminución en el total de individuos de 50% (Agriculture Canada, 1993). Sin embargo, los estudios encontraron que el daño no objetivo a los artrópodos fue temporal y las disminuciones a largo plazo en la abundancia no fueron detectables (Varty, 1975; Millikin, 1990). La recuperación post-pulverización se debió a la recolonización de bosques no rociados, junto con aumentos por artrópodos que sobrevivieron a la fumigación.

Las poblaciones de aves son inusualmente abundantes en los bosques infestados porque la lombriz es un alimento abundante y nutritivo para los animales que comen insectos. De hecho, algunas aves son poco comunes excepto en bosques infestados de gusanos de cogollos. En un estudio, la población reproductora de curruca de pecho de bahía aumentó de solo 0.25 pares/ha en bosque no infestado a 30 pares/ha durante un brote de cogollos, mientras que la curruca de Tennessee aumentó de 0 a 12.5 pares/ha (Morris et al., 1958).

Durante un brote de gusano de cogolla, la mayoría de las aves dependen en gran medida de las larvas como alimento para criar polluelos. Un estudio estimó que las aves comen 89 mil larvas y pupas por hectárea de bosque infestado, en comparación con 6 mil/ha en rodales sin irrupción (Crawford et al., 1983). Sin embargo, a pesar del esfuerzo entusiasta, la depredación de aves no tiene un efecto sustancial sobre la abundancia de gusano de la yema durante un brote: las aves consumen solo alrededor del 2% de las larvas. En esencia, las aves insectívoras están saciadas por el recurso alimentario extremadamente abundante y son incapaces de controlar la enorme población de larvas. Sin embargo, la depredación por aves puede ser importante para reducir las poblaciones menos abundantes de gusanos de los brotes y puede ayudar a alargar el intervalo entre brotes.

Debido a que las aves son abundantes en un bosque infestado de gusanos de brotes, están expuestas a cualquier insecticida que pueda ser rociado. A pesar de que algunos de los insecticidas utilizados contra el gusano de la yema son extremadamente tóxicos para las aves, ha resultado difícil documentar los daños reales a las poblaciones aviares mediante la fumigación. Primero, es extremadamente difícil encontrar aves muertas o moribundas en hábitat forestal porque ocurren en una densidad pequeña y son rápidamente capturadas por otros animales. Incluso con toda la fumigación de insecticidas en New Brunswick entre 1965 y 1987, el Canadian Wildlife Service tiene registros de solo 125 aves muertas (Busby et al., 1989), lo que es una burda subestimación de la mortalidad real.

Además, es difícil detectar cambios poblacionales derivados de la mortalidad de las aves en el bosque. Se realiza un censo de aves forestales mapeando las localizaciones desde las que cantan los machos; esta información se utiliza para determinar los límites de sus territorios. Los censos de canciones se llevan a cabo en la primavera en un periodo de cuatro a seis semanas. Durante ese tiempo, las poblaciones de aves son dinámicas porque las especies migratorias están regresando de sus zonas de invernada, y llegan en diferentes momentos. Además, si un ave poseedora del territorio es asesinada por un aerosol insecticida, puede ser rápidamente reemplazada de un “excedente” de individuos no reproductores que deambulan extensamente, buscando un hábitat adecuado que no esté ocupado por otra de sus especies. Debido a las variaciones temporales en la abundancia de aves y el rápido reemplazo de individuos muertos, es difícil documentar los cambios poblacionales causados por la fumigación con insecticidas.

El fosfamidon es muy venenoso para las aves (Cuadro 22.4), y su uso probablemente causó la mortalidad severa de algunas especies. Un estudio sugirió que hasta 376 mil reyezuelos coronados de rubí fueron asesinados en New Brunswick durante la temporada de aspersión de 1975, principalmente por fosfamidón (Pearce y Peakall, 1977). Debido a que alimentan alto en el dosel, los reyezuelos son particularmente vulnerables a la exposición a insecticidas durante una pulverización aérea. El presunto daño a las aves fue la razón clave por la que se prohibió su uso contra el gusano de la cogolla después de 1975.

El fenitrothion es menos venenoso para las aves, pero sin embargo tiene un pequeño margen de seguridad toxicológica durante los aerosoles operativos. Si bien una aplicación normal parece causar poca mortalidad aviar, la exposición a una pulverización doble, como ocurre comúnmente con las franjas de pulverización superpuestas, puede ser letal. Los estudios de gorriones de garganta blanca encontraron una mortalidad y deterioro conductual mucho mayores después de una doble aplicación de fenitrothion, en comparación con la tasa de aspersión normal (Busby et al., 1989).

En el Cuadro 22.5 se muestran los efectos de una pulverización de fenitrothion en las aves. Al interpretar estos datos censales, las tendencias en el hábitat rociado deben compararse con las de los bosques no rociados. La comparación es necesaria porque el censo “pre-spray” se realizó a mediados de mayo, cuando muchas aves migratorias aún no habían regresado a su hábitat reproductivo. En consecuencia, la abundancia total de aves en el censo previo a la pulverización fue mucho menor que la que ocurre posteriormente. Si los datos son considerados en este sentido relativo, sugieren que la fumigación de fenitrothion no tuvo efectos obvios sobre la abundancia o composición de especies de la comunidad aviar. Es probable, sin embargo, que algunas aves fueron envenenadas por fenitrothion durante el rociado y que el daño no se reflejara en el censo por las razones que señalamos anteriormente.

También se debe reconocer que un brote de gusano de la yema causa graves daños al bosque, y esto afecta el hábitat de la vida silvestre. El Cuadro 22.6 ilustra los efectos de este cambio de hábitat en las aves. La defoliación por gusano cogollero causó relativamente poco daño al Stand A, por lo que la disminución de la población de algunas aves (como el vireo solitario y muchas currucas) se debió a una disminución en la disponibilidad de alimentos debido a que el brote se había colapsado y el gusano de los cogollos es un recurso crítico. En contraste, el Rodal B fue intensamente dañado por el gusano de los cogollos, con grandes cambios de hábitat que incluyeron muchos árboles muertos y un exuberante crecimiento de plantas sotosas. En este rodal, la disminución de la abundancia de algunas aves (como el vireo solitario, la curruca de Tennessee, la curruca verde de garganta negra, la curruca burniana y la curruca de pecho de bahía) se debió a cambios en la vegetación así como a una menor disponibilidad de larvas como alimento. Tenga en cuenta, además, que algunas aves (como el papamoscas menor, la curruca magnolia y el gorrión de garganta blanca) les va bien en rodales recientemente perturbados: se benefician del hábitat asociado con el daño del gusano de los cogollos.

En general, parece que los efectos ecológicos demostrados de los programas de pulverización post-DDT contra el gusano cogollero del abeto fueron relativamente cortos en duración y moderados en intensidad (con la excepción de los efectos del fosfamidon en las aves). Los residuos de productos químicos tales como fenitrothion y aminocarb no son de larga duración, y no se produce aumento en la red alimentaria. Aunque se produjo una mortalidad sustancial a muchas especies no objetivo, no se han documentado disminuciones a largo plazo en sus poblaciones (teniendo en cuenta que tales efectos son difíciles de demostrar, particularmente a mayores escalas espaciales). Por ejemplo, aunque muchas aves individuales sin duda han sido envenenadas por la toxicidad por insecticidas, no se ha demostrado el daño medible a sus poblaciones.

Herbicidas en Silvicultura

El uso más común del herbicida en la silvicultura es evitar que las malas hierbas compitan con las coníferas jóvenes, permitiéndoles crecer más rápidamente para que las cosechas puedan ser más frecuentes (Newton y Knight, 1981; Freedman, 1995). El uso forestal del herbicida representa menos del 2% del uso total de estos químicos en Canadá. Sin embargo, el uso forestal afecta el hábitat de muchas especies nativas, mientras que este no es el caso en la agricultura y la horticultura. En 2013, alrededor de 119-mil ha de bosques fueron tratadas con herbicida en Canadá (Thompson y Pitt, 2012).

Al igual que en la agricultura y la horticultura, existen alternativas al uso del herbicida en la silvicultura. Estas opciones incluyen la trituración de la vegetación competidora con máquinas grandes, el corte manual de malezas con sierras de cepillo, la quema prescrita e incluso el uso de ovejas para explorar selectivamente las plantas de maleza. Estas alternativas pueden proporcionar un grado de control de malezas, pero los silvicultores generalmente las consideran más caras y menos efectivas que el uso de herbicidas.

Al igual que con cualquier pesticida, el uso exitoso del herbicida para un propósito de manejo requiere la selección de un químico apropiado y su correcta aplicación. Si no se toman las decisiones correctas, las malas hierbas no se controlarán adecuadamente y el cultivo de coníferas puede lesionarse. Además, la supresión de las “malezas” afecta los servicios ecológicos útiles que brindan, como ayudar a controlar la erosión y reducir las pérdidas de nutrientes por lixiviación. El uso de herbicidas también reduce las oportunidades de empleo disponibles en los programas manuales de control de malezas. Por estas y otras razones, entre ellas los temores que muchas personas tienen sobre los posibles riesgos toxicológicos de los pesticidas en el medio ambiente, el uso de herbicidas (e insecticidas) en la silvicultura ha sido muy polémico.

Efectos Toxicológicos y Ecológicos

El objetivo silvícola de la fumigación con herbicidas es manejar la vegetación cambiando su carácter. Un tratamiento herbicida en silvicultura reduce la abundancia de vegetación competidora, pero se recupera rápidamente. En esencia, un tratamiento herbicida devuelve la regeneración poscosecha (generalmente post-corte claro) a una etapa sucesional más temprana, mientras que durante varios años libera pequeñas plantas de coníferas de algunos efectos de competencia. Los cambios en la vegetación son ilustrados por un estudio en Nueva Escocia, en el que se produjo una recuperación sustancial dentro de una sola temporada de crecimiento después de un tratamiento con herbicida (Figura 22.5). La recuperación involucró especies cuyas semillas colonizan sitios rociados, así como plantas que no fueron asesinadas por el herbicida. Este estudio encontró que ninguna especie fue eliminada de los cortes claros rociados, aunque se presentaron grandes diferencias en su abundancia relativa entre parcelas rociadas y de referencia (no pulverizadas). Esto se debe a que las especies varían en susceptibilidad a herbicidas y en su capacidad para recuperarse de una perturbación.

En comparación con muchos insecticidas, los herbicidas utilizados en la silvicultura (como 2,4,5-T, 2,4-D y glifosato) no son muy tóxicos para los animales (ver Cuadro 22.2). A las exposiciones que encuentran los animales durante los usos típicos de la silvicultura, los riesgos toxicológicos directos son probablemente poco importantes. Esto es particularmente cierto del glifosato, el herbicida más utilizado.

El glifosato es extremadamente tóxico para la mayoría de las plantas, actuando bloqueando la síntesis de varios aminoácidos esenciales. Todas las plantas y algunos microorganismos utilizan esta vía metabólica, pero los animales obtienen estos aminoácidos en su alimento. En consecuencia, el glifosato no es tóxico para los animales (ver Tablas 15.2 y 22.2).

Sin embargo, el glifosato provoca grandes cambios en el hábitat debido a que afecta la productividad y biomasa de las plantas. Las aves y otros animales pueden verse afectados por una menor disponibilidad de bayas y otros alimentos vegetales. Además, la reducida biomasa del follaje en las áreas rociadas sostiene una menor abundancia de insectos y arañas, que son alimentos importantes para la mayoría de las aves. Se trata de efectos ecotoxicológicos indirectos de la fumigación con herbicidas, y afectan a las aves y a otros animales silvestres aunque no estén directamente envenenados.

Un estudio en Nueva Escocia encontró solo pequeños cambios en la abundancia de aves que se reproducían en cortes claros tratados con glifosato (Cuadro 22.7). Aunque la población aviar disminuyó entre los años previos a la pulverización y el primer posrociado, esto también ocurrió en la parcela de referencia, lo que sugiere que fue causado por un factor no relacionado con el tratamiento herbicida, como el mal tiempo. En el segundo año después de la fumigación, la abundancia de aves en las parcelas rociadas fue similar a la del primer año posterior a la pulverización, mientras que en la parcela no pulverizada aumentó hasta aproximadamente el valor previo a la pulverización.

Las especies más comunes fueron el gorrión de garganta blanca y la garganta amarilla común, que tuvieron una disminución de la abundancia tanto en las parcelas rociadas como de referencia hasta el segundo año después de la pulverización, y luego se recuperaron al cuarto año posterior a la pulverización. En la trama de referencia, el gorrión cancionero y el gorrión de Lincoln disminuyeron durante el transcurso del estudio, mientras que en las parcelas rociadas fueron más abundantes en el segundo y cuarto año después de la fumigación. La parcela de referencia fue colonizada por algunas especies nuevas, incluyendo curruca blanca y negra, vireo de ojos rojos, colibrí garganta rubí y curruca palmera. Estas especies no invadieron las parcelas rociadas porque el tratamiento con herbicidas provocó que el hábitat volviera a una etapa más joven que fue menos favorable para estas aves.

La mayoría de los estudios sobre los efectos de los herbicidas en ciervos y alces han examinado la disponibilidad de sus alimentos. Los arbustos de hoja ancha son un alimento preferido (conocido como browse) para las especies de ciervos, pero también son malezas importantes en la silvicultura y son un objetivo de tratamientos herbicidas. La cantidad de exploración, aunque inicialmente reducida por la fumigación con herbicidas, a menudo se incrementa a mediano plazo a través de la regeneración de arbustos. Por ejemplo, estudios en Maine encontraron que varios años después de la fumigación, la disponibilidad de navega fue mayor en cortes claros tratados, en parte debido a que la altura del dosel arbustivo fue menor, lo que le dio a los venados cola blanca un acceso más fácil a este alimento (Newton et al., 1989). Sin embargo, no siempre es así, y algunos estudios han demostrado que la fumigación con herbicidas puede disminuir la calidad del hábitat de los venados.

En general, la investigación de campo sugiere que el uso de herbicidas en la silvicultura tiene efectos relativamente pequeños en las aves y otras especies silvestres que utilizan claros como hábitat. Otras perturbaciones asociadas con la silvicultura causan efectos mucho mayores en la vida silvestre, particularmente la tala clara y la conversión del bosque natural en plantación (ver Capítulo 23).

También se han analizado los peligros para las personas por el uso de herbicidas en la silvicultura. Entre las preocupaciones se encuentran los riesgos laborales para las personas que se dedican a la fumigación o que trabajan en áreas recientemente rociadas, así como riesgos para la población en general. Estos temas son muy polémicos. Gran parte de la preocupación se ha centrado en los herbicidas fenoxi 2,4,5-T y 2,4-D, en parte porque 2,4,5-T puede contener una contaminación traza de TCDD, una dioxina tóxica. Sin embargo, el uso de otros herbicidas, como el glifosato, también es polémico.

Es algo tranquilizador saber que muchos científicos creen que los herbicidas pueden usarse de manera segura en la silvicultura (y en la agricultura y horticultura), siempre que se sigan cuidadosamente las instrucciones para su uso. Muchos científicos también creen que los herbicidas no causan riesgos indebidos a los pulverizadores o a las personas que viven cerca de las áreas tratadas. Estas son algunas de las razones por las que los gobiernos han registrado estos plaguicidas para usos que son económicamente beneficiosos al permitir una mayor productividad tanto de cultivos agrícolas como forestales. Hay que recordar, sin embargo, que los científicos no han logrado un consenso pleno sobre estos temas. En parte por esta razón, el uso de plaguicidas en la silvicultura y para otros fines sigue siendo muy polémico.