Santa Fe: por una nueva Ley de Agrotóxicos...por una ley de agroecología

Basta de agrotóxicos, fertilizantes químicos y transgénicos.

Es la hora de la agroecología, la producción orgánica y la soberanía productiva y alimentaria.

miércoles, 30 de julio de 2014

Impactos del Glifosato en el Medio Ambiente

RAP-AL   Uruguay
Impactos del Glifosato en el Medio Ambiente 
 
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María Elizabeth Bravo Velásquez
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Professor of Biodiversity of Ecuador - Universidad Politécnica Salesiana Ecuador
Miembro de Acción Ecológica de Ecuador  (elizabethbravovelasquez@yahoo.com)

INTRODUCCION
El glifosato es un herbicida sistémico que actúa en post emergencia, no selectivo, de amplio espectro, usado para eliminar malezas que pueden ser pastos anuales y perennes, hierbas de hoja ancha y especies leñosas.

De acuerdo a las recomendaciones de la Organización Mundial de la Salud, la taza recomendable de aplicación no debe exceder a 5,8 Kg. de ingrediente activo por Ha (World Health Organization, 1994)


El glifosato inhibe la síntesis de los amino ácidos aromáticos (fenilalanina, tirosina y triptófano), a través de interferir en la ruta metabólica del ácido sikímico. A partir del ácido sikímico se produce además otros productos aromáticos como ligninas, alcaloides, flavonoides, ácidos benzoicos y fitohormonas, De hecho, un 20% del carbono que es fijado en la fotosíntesis es utilizado en esta ruta metabólica.

La ruta metabólica del ácido sikímico está presente en plantas y microorganismos. Estudios hechos por Bode y colaboradores (1986) en 19 estirpes de levaduras Ascomicetes y Basidiomicetes demuestraron que el glifosato también inhibe la actividad de la enzima 5 enolpiruvilsikimato 3 fosfato (EPSA) como ocurre en las plantas.

En plantas, el herbicida es absorbido a través de las hojas y transportado al resto de la planta, donde actúa en su sistema enzimático.

El glifosato es un ácido, pero se usa comúnmente como sal, siendo la forma más utilizada la sal isopropilamina[1] (IPA) de N-(fosfonometil) glicina, o sal isopropilamina de glifosato. Es altamente soluble en agua y prácticamente insoluble en solventes orgánicos.

Su nombre comercial más conocido es Roundup patentada por Monsanto. Existen varias formulaciones que se caracterizan comúnmente por contener 480 g/L de sal IPA de glifosato y el surfactante POEA (polioxietil amina)[2] . POEA, pertenece a la familia de alquilaminas polietoxiladas sintetizadas de ácidos grasos de origen animal.

El Roundup usado normalmente en la agricultura contiene 41 por ciento de sal IPA de glifosato, y el Roundup Ultra utilizado en la erradicación de cultivos ilícitos, contiene 43,9 por ciento del ingrediente activo (Nivia, 2001).

DESTINO AMBIENTAL DEL GLIFOSATO

El glifosato ha sido fabricado para ser aplicado directamente a las hojas de las plantas, pero "aunque el glifosato no se aplica directamente a los suelos, una concentración significativa del compuesto puede llegar al suelo durante una aplicación" (Haney, Senseman, Hons, Zuberer, 1999).

Una vez en el suelo, hay diferentes procesos que determinan el destino final del glifosato:

Ø Las formación de complejos con agua iones de Ca2 MG2
Ø Sorción en sedimentos o partículas suspendidas
Ø Partículas suspendidas en el agua y el suelo
Ø Entra en el metabolismo de las plantas
Ø Biodegradado por micro-organismos

Algunas bacterias pueden degradar el glifosato usándolo como fuente de Carbono, Fósforo y Nitrógeno. Uno de los principal metabolito en la degradación del glifosato en ambientes terrestres es el ácido aminometilfosfónico (AMPA), que tiene una estructura similar al glifosato.

El glifosato puede contener trazas de N-nitroso glifosato. Este compuesto puede formarse en el ambiente al combinarse con nitrato (presente en saliva humana o fertilizantes). La mayoría de compuestos N-nitroso son cancerígenos y no existe nivel seguro de exposición a un cancerígeno. El formaldehído, otro carcinógeno conocido, es también un producto de descomposición del glifosato (Cox, 1995; Dinham, 1999).

Cantidades mínimas del herbicida pueden causar daño a cultivos. Uno de los primeros boletines técnicos de Monsanto (MON-057-1-71) afirmaba que "las aplicaciones aéreas deben evitarse si existe peligro de que el químico se ponga en contacto con especies no objetivo”.

MOVILIDAD

Aun que se afirma que el glifosato es poco móvil en el suelo, sin embargo algunos estudios científicos ponen en duda esta afirmación. 

Por ejemplo se ha encontrado que la absorción del glifosato varía de acuerdo a los tipos de suelos. Hay una menor absorción en suelos con bajos contenidos de Óxido de Hierro (Piccolo y Celano, 1994). El contenido de minerales en la arcilla puede jugar también un papel importante. 

Piccolo y Celano (1994) encontraron que en algunos tipos de suelos se libera el 80% del herbicida absorbido, mientras que otros liberan entre el 15 – 35%.

Hay suelos que no pueden retener al glifosato el tiempo suficiente para que haya degradación microbiana, y en esos casos el herbicida es muy móvil. Este glifosato liberado puede percolarse a los niveles más bajos del suelo.

El glifosato puede unirse a substancias hidrosolubles del humus. Las substancias húmicas son las principales responsables de la movilidad de los pesticidas en el suelo. El glifosato transportado por las substancias húmicas, pueden también entrar en los niveles más profundos del suelo (Piccolo y Celano, 1994).

Un estudio hecho por Morillo, Undabeytia y Maqueda (1997) revela que la absorción del glifosato disminuye con la presencia de cobre, debido a la formación de complejos glifosato-cobre. Este estudio concluye que para entender la relación entre el glifosato liberado y su movilidad en el suelo, es necesario tener en cuenta el tipo de suelos y los elementos presentes en el suelo capaces de formar complejos con el glifosato.

Se ha encontrado también que la materia orgánica presente en el suelo, compite con el glifosato por los sitios de absorción (Gerritse, Beltrán y Hernández, 1996).

Los suelos del Ecuador se comportan diferente que otros suelos en países tropicales. El glifosato podría ser más móvil que en otros suelos tropicales.

El glifosato puede entrar en aguas superficiales cuando se aplica cerca de los cuerpos de agua, por efecto de la deriva o a través de la escorrentía. Puede haber un proceso de percolación hacia las aguas subterráneas. Dependiendo de los sólidos suspendidos y de la actividad microbiana, el glifosato puede transportarse varios kilómetros río abajo (CCME, 1989).

PERSISTENCIA

Otra afirmar que se hace en relación al glifosato es que este herbicida se inactiva y degrada rápidamente en el suelo. La Agencia Ambiental de Estados Unidos ha reportado que la vida media del glifosato[3] en el suelo puede ser desde 60 días según (EPA, 1999). La EPA añade que en estudios de campo los residuos se encuentran a menudo al año siguiente. 

A continuación se presentan algunos datos sobre la persistencia del glifosato en distintos ambientes, recopilados por Cox (1995):

Ø 249 días en suelos agrícolas de Finlandia
Ø Entre 259 y 296 días en 8 sitios forestal en Finlandia
Ø Entre 1 y 3 años en 11 sitios forestal en Suecia
Ø 335 días en un sitio forestal en Canadá
Ø 360 días en 3 sitios forestales de Canadá
Ø Dos estudios canadienses encontraron que el glifosato puede persistir entre 12 y 60 días en un cuerpo de agua luego de una aplicación directa.
Ø Se encontró residuos de glifosato en los sedimentos de una laguna un año después de su aplicación directa en Estados Unidos

Estudios en Noruega detectaron glifosato en aguas superficiales y subterráneas (ENDS Daily, 1999).

Estudios hechos en bosques del Canadá sobre la persistencia del glifosato en el suelo, encontraron que en suelos de bosques canadienses, estos pueden persistir entre 45 y 60 días. Luego de 360 días se encontró aun una presencia del 6 al 18% de los niveles iniciales tanto en el suelo como en los residuos vegetales (Bell et al, 1997).

Welter et. al (2000) determinó que el glifosato puede adherirse a partículas del suelo y puede todavía ser tóxico y biodisponible a organismos que se alimentan por filtración, tales como crustáceos y moluscos, así como a otros organismos que injieren cantidades significativas de suelo durante su alimentación normal, incluyendo peces, aves que se alimentan en las playas de los ríos, los anfibios, y algunos mamíferos.

Se ha encontrado que el AMPA es más persistente que el glifosato. Se han reportado vidas medias para este compuesto de entre 199 y 958 días (WHO, 1994).

Aunque el efecto del glifosato como químico por sí solo haya sido investigado en algunos tipos de suelos, los efectos de los surfactantes y otros aditivos utilizados en las formulaciones de aspersión aparentemente no han sido investigados en suelos y mucho menos el Cosmoflux usado en la erradicación de los cultivos ilícitos en Colombia. 

IMPACTOS DEL GLIFOSATO EN EL ECOSISTEMA BOSCOSO

Los programas de erradicación de los cultivos ilícitos en la zona de la frontera de Colombia con el Ecuador, tienen lugar en los bosques húmedos tropicales amazónicos y de El Chocó, ambas consideradas como las regiones con los mayores índices de biodiversidad y de alta vulnerabilidad en el planeta. 

La Selva Amazónica con su enorme superficie y complejidad ecosistémica, es la más importante reserva biótica existente en el mundo. Su base natural está conformada por numerosos ecosistemas disímiles que interactúan entre sí, que presentan una gran diversidad de flora y fauna y un alto grado de endemismos. Otra dimensión no menos importante es la oferta hídrica de la Selva Amazónica que juega un papel importante como reguladora del clima mundial.

El Chocó biogeográfico constituye un mosaico de especies biológicas terrestres y marinas; sus territorios atraviesan la vertiente Pacífica de Colombia y el noroccidente ecuatoriano. Los científicos dan mucha importancia al Chocó pues, además de poseer una extraordinaria biodiversidad, mantiene la única selva lluviosa tropical continua del Pacífico sudamericano. El Chocó posee una gran cantidad de formas de vida gracias a sus múltiples ecosistemas. Es importante señalar que en esta región existe un importante número de especies endémicas, vulnerables a la extinción (Boada, 2006). 

Ambos países son considerado como megadiversos: posee el 10% de la biodiversidad mundial con menos del 1% de la superficie terrestre. Esta considerable biodiversidad es el resultado de procesos geológicos, geo-morfológicos, condiciones climáticas y a la intervención de las culturas indígenas que han habitado la región por miles de años.

Las aspersiones aéreas con glifosato, pone en riesgo esa biodiversidad. 

Un estudio en base a imágenes Landsat Enhanced Thematic Mapper Plus (ETM+) llevadas a cabo por un equipo de la Universidad del Estado de Michigan en la región de Putumayo de Colombia, donde se ha aplicado aspersiones con agentes defoliantes para erradicar las plantaciones de coca (Messina y Delamate, 2006) encontraron que este programa impactó no solamente a los cultivos ilícitos, sino también a fincas sembradas con cultivos alimenticios y bosques nativos.

Ellos encontraron que se había afectado 106.178 ha, a pesar de que el United Nations Drug Control Program reportó que se había erradicado apenas 71 891 ha. Hay pues una inexplicable diferencia de 34.287 Ha. dicen los autores.

EL EFECTO DE BORDE

Los impactos del glifosato en el ecosistema boscoso no se limitan al área directamente afectada, sino que es mucho mayo debido al efecto de borde.

El efecto de borde afecta la composición de comunidades vegetales cerca del borde ocasionado por efectos del herbicida. Cerca del borde las especies típicas de una comunidad clímax, son desplazadas por especies pioneras. El efecto de borde afecta además la eco-fisiología de las plantas, por ejemplo su tolerancia a las variaciones de temperatura y humedad así como a su potencial hídrico (Kapos, Wandelli, Camargo y Ganade, 1997).

Puesto que el efecto de borde produce también cambios en el micro clima, que está fuertemente determinado por las comunidades vegetales presentes, este fenómeno también afecta a las comunidades microbiológicas (Stephen, Turton y Freiburge, 1997). Los efectos microclimáticos debido al borde fueron registrados hasta 30 metros dentro del bosque, a partir de la zona deforestada. 

El efecto de borde afecta también a los microorganismos de la filosfera los que están más expuestos a las variaciones térmicas, a las fluctuaciones de humedad y del potencia hídrico en el borde, que bajo la sombra. 

En estudios hecho con invertebrados del suelo, se ha encontrado que las poblaciones de Coleópteros se afectan por el efecto de borde entre 100 y 210 metros en bosques que han sido perturbados (Didhám, 1997).

IMPACTOS EN LAS INTERACCIONES ECOLOGICAS

Los impactos ecológicos del programa de erradicación de cultivos ilícitos en los ecosistemas boscosos, no se pueden ser evaluados analizando únicamente las zonas deforestadas. Los cambios que producen en la estructura y funciones del bosque, afecta la interacción entre las comunidades biológicas, la sucesión ecológica y las redes tróficas, la disponibilidad de nichos ecológicos, alterando el equilibrio ecológico.

La alteración de determinadas poblaciones, puede tener efectos negativos en otras poblaciones de una misma comunidad biológica, produciéndose un fenómeno se llama "efecto cascada". 

Por ejemplo, algunas poblaciones vegetales pueden ser especialmente vulnerables al glifosato o sus coadyuvantes. Estas plantas pueden ser el alimento de algunas especies de insectos, los mismo que se afectarán por falta de alimento, a su vez, hay si pájaros o anfibios que se alimentaban de estos insectos, y estos también se afectarán. Si hay otros animales que dependían para su alimentación de esos pájaros, también serán afectados, produciéndose impactos en toda la red trófica.

Estas mismas plantas pueden mantener relaciones simbióticas con otras especies que pueden ser epífitas, saprofíticas, parásitas; con micro-organismos fijadores de nitrógeno o micorrizas. Impactos en estas comunidades vegetales significa la desaparición de nichos ecológicos y un desequilibrio en las interrelaciones biológicas existentes.

A nivel del suelo también habrán efectos negativos, porque posiblemente las plantas originales permitían que se desarrolle en el suelo un determinado tipo de comunidades micro-biológicas, las mismas que desaparecerán y el proceso de descomposición y el ciclo de nutrientes se alterará.

Por otro lado, dado que hay especies que son más susceptibles al herbicida que otras, habrá una selección de las especies más resistentes a la contaminación, alterándose la estructura ecológica del ecosistema.

Este tipo de fenómenos ya han sido reportados en el literatura científica. Estudios hechos sobre los impactos del glifosato en aves, han encontrado que este herbicida es moderadamente tóxico. Pero se ha identificado además efectos indirectos en las comunidades de aves, porque el glifosato afecta a las plantas o insectos de los que estos organismos dependen para su sobrevivencia, por tanto puede causar cambios dramáticos en la estructura de la comunidad de plantas afectando las poblaciones de aves, porque ellas dependen de las plantas para alimentarse, protegerse y anidar. Esto ha sido documentado en estudios de poblaciones de aves expuestas por glifosato en la costa Norte de Estados Unidos.

El impacto del glifosato en las redes tróficas se demostró en un estudio hecho en Australia donde se encontró que especimenes de 5 especies de pinzones nativos murieron luego de estar expuestas a semillas tratadas con glifosato (Evans y Batty, 1986).

Otros estudios han demostrado que las aves pueden afectarse por alteraciones de sus sitios de alimentación, de anidación, por cambios en la sucesión natural de los ecosistemas, o por disminución de sus fuentes alimenticias. Esto hace que la densidad de poblaciones de aves disminuya, que se seleccionen algunas especies más tolerantes a ecosistemas alterados, desfavoreciendo a especies con requerimientos ecológicos más reducidos (MacKinnon y Freedman,1993).


Resultados similares han sido encontrado en poblaciones de pequeños mamíferos. Estas poblaciones se han impactado negativamente luego del uso de glifosato para clarear el bosque. Estas especies perdieron sus fuentes alimenticias, especialmente plantas y artrópodos (Santillo et al, 1989; D Anieri et al, 1987; Richie et al, 1987). 

Santillo y colaboradores (1989) en su estudio en el Estado de Maine encontraron que luego de la aplicación de glifosato, la composición vegetal se hacía menos compleja (Santillo, Brown, Leslie,1989).

El impacto del glifosato en la sucesión ecológica boscosa fue estudiado por Bell y colaboradores (1997),quienes hicieron una investigación sobre el efecto del glifosato en el noroeste de Ontario – Canadá en bosques deciduos temperados. Ellos encontraron que el uso de este herbicida disminuía la cobertura vegetal de árboles deciduos, arbustos y helechos. En el caso de bosques de coníferas, ellos encontraron que el glifosato reducía la vegetación leñosa y herbácea. Es decir, ejercía un impacto en la composición y estructura de estos bosques.

Se han registrado además cambios en la fenología de plantas debido al efecto del glifosato. Un grupo de investigación del Reino Unido, estudió los impactos del glifosato y otros herbicidas en la vegetación de bosques marginales, barreras arbustivas y campos marginales que habían sido expuesto a estos plaguicidas en los últimos tres años, una vez por año (Marrs, Williams, Frost y Plant, 1989).

Ellos analizaron los efectos de dosis sub letales en la productividad de las especies, los patrones de floración, producción de semillas, variabilidad de semillas y la invasión de nuevas especies en estos espacios.

Ellos encontraron que todas las especies estudiadas habían sido impactadas negativamente por la deriva provocada durante las aplicaciones hechas con herbicidas. Pero el comportamiento de cada especie fue distinta, dependiendo de la estructura de la comunidad vegetal en la que se encontraban. Este estudio nos muestra que es extremadamente difícil extrapolar resultados toxicológicos entre una comunidad vegetal con otra.

Sin embargo, es necesario mencionar que cambios en la fenología en comunidades vegetales en bosques tropicales es un factor crítico para el equilibrio ecológico. Varios estudios se han hecho sobre la coevolución entre plantas y animales; y la relación entre la floración o fructificación de ciertas especies vegetales con la ecología reproductiva de determinados especies polinizadoras, responsables de la dispersión de los frutos, etc. (Bawa y Hadley, 1990) 

Cambios en la fenología de comunidades vegetales generados por efectos del glifosato, pueden interferir en estos procesos.

IMPACTOS EN EL CICLO DE NUTRIENTES

Varios estudios demuestran el impacto que tiene el glifosato en comunidades de micro-organismos que juegan importantes roles en el ciclo de nutrientes.

Como es bien conocido, en los bosques tropicales el ciclo de los nutrientes está acelerado, almacenándose la mayor parte de la misma en la parte viva del sistema. Por eso la mayor parte de la producción primaria neta se utiliza en la producción de hojas y frutos. Este hecho está relacionado con la baja disponibilidad de nutrientes minerales en el suelo.

Por esa baja disponibilidad de nutrientes, en los bosques tropicales se desarrollan asociaciones entre las raíces de los árboles con ciertos hongos, formándose las micorrizas fúngicas. Éstas transfieren a las raíces nutrientes que provienen de la descomposición de la materia orgánica existente en el suelo. Este proceso permite que la escorrentía produzca pequeñas pérdidas de minerales, y determina la rápida circulación de estos.

También en el suelo se encuentran poblaciones de bacterias y cianobacterias, muy importantes en el mantenimiento de los altos valores de biomasa, puesto que son fijadoras de nitrógeno. Determinadas cianobacterias además forman parte de líquenes que igualmente intervienen en el ciclo del nitrógeno.

Dada la baja fertilidad de los suelos tropicales, un adecuado equilibrio en el ciclo de nutrientes, y de los micro organismos involucrados en cada uno de ellos, es vital.

BACTERIAS NITRIFICANTES

Existe varios estudios que demuestran la interferencia del glifosato en los procesos de fijación de Nitrógeno, tanto en bacterias de vida libre como de bacterias que se establecen relaciones simbióticas con plantas.

En estudios hechos con soya transgénica con resistencia glifosato, Zablotowicz y Reddy (2004) encontraron que la bacteria nitrificante Bradyrhizobium japonicum, que fijan nitrógeno en las raíces de la soya, posee una enzima sensible al glifosato y que cuando está expuesta a este herbicida, acumula ácido shikímico y ácidos hidroxibenzoicos, lo que produce la inhibición del crecimiento y hasta la muerte de la bacteria en altas concentraciones. Se encontró además que el glifosato se acumula en los nódulos de las raíces de la soya. Esto repercute en el crecimiento de todas las plantas leguminosas (que establecen relaciones simbióticas con bacterias nitrificantes) y de la salud del suelo en general. Este herbicida afecta pues al ciclo del nitrógeno en agroecosistemas. 

Este fenómeno también reportado por Hutchinson, (1995), Forlani, Mantelli, Branzoni, Nielsen y Favilli (1995).

Un estudio hecho en la India con suelos degradados provenientes de plantaciones de te tratados con glifosato, redujo colonias de bacterias fijadoras de Nitrógeno (Bezbaruah, et al, 1994).

Se ha reportado también una inhibición en la nodulación en raíces de trébol en suelos con niveles de glifosato de entre 2 y 2000 mg/Kg de glifosato. El efecto persistió 120 días después del tratamiento (Eberbach, et al1983).

Se han hecho también estudios con bacterias nitrificantes de vida libre. Santos y Flores (1995) estudiaron los efectos del glifosato en la fijación de Nitrógeno en bacterias heterotróficas de vida libre. Ellos encontraron que dosis de glifosato superiores a 4 Kg/Ha inhibía la fijación de Nitrógeno. El herbicida afectaba también la respiración y causaba una reducción en el tamaño celular.

Dada la baja fertilidad de los suelos tropicales, la fijación biológica del Nitrógeno es vital para mantener el equilibrio de nutrientes en el suelo.

HONGOS MICORRIZAS

La interferencia de glifosato en las relaciones entre hongos micorrizas, nutrientes y plantas fue publicado por Wan et. al en 1998. La relación micorrizal es una asociación simbiótica entre un hongo con las raíces de algunas plantas y árboles donde el micelio del hongo forma una estrecha cobertura tejida envolviendo las raicillas o hasta penetrando las células de las raíces. Esta relación provee un intercambio de nutrientes y agua que beneficia tanto a la planta como al hongo. 

En una investigación hecha por un equipo canadiense dirigido por el científico M.T. Wan y colaboradores (1991) se identificó el efecto nocivo del glifosato en el hongo micorriza arbuscular vesicular Glomus intraradices en raíces de zanahoria. Dado que muchas plantas no pueden crecer sin esta relación micorrizal, este es un efecto posible de las fumigaciones con glifosato que debemos considerar.

En los suelos tropicales, varias especies de importancia comercial se asocian con micorrizas arbusculares vesiculares, las que juegan un papel fundamental en la absorción de fósforo, nutriente que es muy escaso en este tipo de suelos. Se ha reportado también que las micorrizas arbusculares vesiculares influyen en la nodulación en leguminosas para la fijación de Nitrógeno (Panos, 1980).

PROCESOS DE DESCOMPOSICIÓN DE MATERIA ORGÁNICA


Los micro-organismos del suelos son los responsables de la descomposición de materia orgánica en nutrientes. Dado que el ciclo metabólico del ácido sikímico está también presente en micro-organismos, el glifosato los afecta adversamente, y por lo mismo, interfiere en los procesos de descomposición de la materia orgánica.

Un equipo de investigación egipcio estudió los impactos del Roudup en hongos del suelo y en la descomposición de materia orgánica. Ellos encontraron que el herbicida aumentaba la presencia de ciertas especies de hongos y disminuía otras especies. Se registró también disminución en la taza de respiración y de descomposición de la materia orgánica (Abdel-Mallek et al, 1994)

En Argentina la utilización de grandes cantidades de glifosato asociada al cultivo de soja transgénica está afectando ya el equilibrio natural y la vida microbiana del suelo, originando problemas en la descomposición de la materia orgánica, y amenaza la biodiversidad y el futuro productivo de extensas comarcas (Joensen y Semino, 2004). 

En Canadá se ha comprobado asimismo que el cultivo de colza resistente a herbicidas afecta a la biodiversidad y actividad microbiana en los suelos (Dunfield y Germida, 2001).

El glifosato tiene efectos negativos en nemátodos y otras lombrices e invertebrados (Dewar, Haylock, May, Beane, Perry, 2000). Una investigación en Nueva Zelandia mostró que el glifosato tenía efectos significativos en el crecimiento y sobrevivencia de lombrices comunes del suelo. Aplicaciones cada 15 días en dosis bajas (1/20 de la dosis normal), redujeron el crecimiento e incrementaron el tiempo de madurez y la mortalidad (Springett, Gray 1992; Cox, 1995).

AUMENTO DE ORGANISMOS PATÓGENOS

El glifosato aumenta el crecimiento de hongos patogénicos según muchas investigaciones publicadas en la literatura científica. Como resultado, éstos hongos predominan en una área para liberar sus propias toxinas (micotoxinas), que son perjudiciales para muchas de las otras formas de vida cercanas, incluso mamíferos.

Uno de los géneros que tiende a aumentarse en presencia de glifosato es el género Fusarium. En Estados Unidos se ha observado que la utilización cada vez mayor de glifosato en la soya transgénica, incrementa los problemas de colonización de las raíces por Fusarium spp, un hongo que produce grandes daños en los cultivos y cuya presencia en los alimentos puede tener efectos nocivos para la salud humana, llegando a ser mortal en concentraciones elevadas (Kremer y Donald, 2003; Sanogo, Yang, Scherm, 2000; Wan et al, 1989, Delcalzo, Punja, Levesque y Rahe, 1989; Ojal y Rahe, 1984; Levesque, Rahe y Eaves, 1992; Levesque, Rahe y Eaves, 1993, Levesque, Beckenbach y Rahe 1993; Rahe, Levesque y Ojal, 1997; Wan, Rahe, y Watts, 1998).

La proliferación de este hongo patógeno es de especial importancia en el contexto del Plan Colombia, pues hasta septiembre del 2002, Fusarium oxysporum var. erytroxylum iba a ser utilizado por el gobierno de los Estados Unidos como un micoherbicida en Colombia con el fin de erradicar la coca, pero esta propuesta fue rechazada por el Comité Andino de Autoridades Ambientales (CAAAM).

Especies del género Fusarium han sido responsables en todo el mundo por daños serios a muchos cultivos, suelos envenenados, defectos de nacimientos en seres humanos, y en un caso documentado, la muerte de miles de personas causadas por sus micotoxinas cuando éstas comieron cereales contaminados durante los últimos años de la Segunda Guerra Mundial (Marassas, Nelson y Tousson,1984).

La literatura científica asocia a otros agentes patógenos con el uso de glifosato. Un estudio hecho por la Comisión Forestal del Reino Unido encontró que el 19% de barreras arbustivas de fresno, mostraban síntomas de dieback, una enfermedad del fresno que puede ser producida por una serie de agentes, pero que la Comisión Forestal la atribuyó, entre otras causas, al uso de glifosato (Forestry Commission, 1991).

Se ha reportado además que el uso de glifosato incrementa la patogenicidad y la sobrevivencia de Gaemannomyces gramminis, agente causal de la del pietín del trigo ( ). Se observó también que por efecto del herbicida, disminuyeron los hongos del suelo que son antagonistas del patógeno, y que podrían reducir significativamente la incidencia de la enfermedad.

Se ha reportado que el glifosato incrementa además la susceptibilidad del fréjol a la antracnosis (cuyo agente causal es el hongo Colletotrichum lindemuthianum) y la incidencia de Rhizoctonia en la pudrición de la raíz de cebada (Johal y Rahe, 1988; Smiley, 1992; Mekwatanakarn y Silvassithamparam, 1987).

EFECTOS EN ECOSISTEMAS ACUÁTICOS

El glifosato puede contaminar cuerpos de agua superficial ya sea por aspergión directa, por efecto de la deriva, o porque este pesticida es lixiviado a los acuíferos.

Su persistencia en el agua es más corta que en el suelo, por su capacidad de sorción a partículas en suspensión como materia orgánica y minerales, a sedimentos o por efecto de la descomposición microbiológica. Sin embargo, puede persistir por más tiempo en los sedimentos.

Debido a los altos valores de precipitación existente en las zonas donde tienen lugar los programas de erradicación de la coca, el glifosato es rápidamente transportado por la escorrentía desde los suelos a aguas subterráneas.

La posibilidad de que el glifosato y sus coayuvantes contamine los cuerpos de agua superficial y subterránea en las regiones tropicales fronterizas del Ecuador donde tienen lugar los programas de erradicación de coca, constituye una amenaza seria para el equilibrio ecológico de las regiones afectadas, donde hay una gran cantidad de cuerpos de agua de los que dependen todas comunidades biológicas.

La región amazónica, es considerada como una de las mayores fuentes de agua dulce del planeta, y las cuencas de sus ríos como las que albergan la mayor biodiversidad de peces en el mundo. La cuenca del Tiputini en la Amazonía ecuatoriana, posee el mayor número de peces de agua dulce a nivel mundial, para una cuenca hidrográfica de su tamaño (Barriga, 2001). 

Impactos en la biodiversidad piscícola amazónica tendrá repercusiones importantes a nivel económica y cultural, pues muchas comunidades dependen de la pesca para su sobrevivencia.


TOXICIDAD EN ORGANISMOS ACUÁTICOS

El glifosato altera desde el primer eslabón de la cadena trófica en ecosistemas acuáticos. Por ejemplo, en un estudio hecho sobre el impacto de 23 pesticidas en plantas acuáticas se encontró que las diatomeas y una especie de cianobacteria fueron vulnerables al glifosato. Una de las conclusiones del estudio es que el grado de vulnerabilidad frente al glifosato varía mucho de una especie a otra y que existe un factor de incertidumbre cuando se evalúan pesticidas en ecosistemas acuáticos (Peterson et al, 1994).

Otro estudio encontró que el glifosato puede estimular la eutrofización en ecosistemas acuáticos, ya que algunos productores primarios como las diatomeas utilizan a este herbicida como fuente de fósforo. Una de las preocupaciones generadas por los resultados de esta investigación es que la presencia de glifosato por debajo de los niveles detectables, induce la eutroficación en canales, charcas y otros cuerpos de aguas superficie pequeños, lo que afecta el hábitat de poblaciones de peces (Austin et al, 1991).

Aunque se afirma que el glifosato no se bioacumula, el hecho de que altere la ecología de los productores primarios, está alterando el equilibrio ecológico de toda la comunidad. Este es un problema grave para los ecosistemas tropicales (donde tienen lugar los programas de erradicación de la coca) pues en estas regiones existen abundantes cuerpos de agua.

Uno de los problemas más serios de las formulaciones de glifosato utilizadas para la erradicación de la coca es que algunos de los ingredientes son más tóxicos para la vida acuática que el mismo glifosato. Además, en la combinación que se utiliza, la suma de éstos tienen un efecto aditivo de toxicidad (Bidwell y Gorrie, 1995: Cox, 1995, Abdelghani,1997; Hartman y Martin, 1984; Folmar, Sander y Julin, 1979). 

Hay un estudio comparativo sobre el impacto de herbicidas y surfactantes hecho por Abdelghani (1997), en especies acuáticas.

El estudió la toxicidad aguda de tres herbicidas solos o como mezclas (2,4-D, Garlon-3A y Roundup) y un aditivo químico (el surfactante Syndets) a tres especies de agua dulce: el bagre, ojón o chopa criolla (Lepomis macrochirus) y un cangrejo de río. 

De los tres herbicidas, el Roundup fue más tóxico para el bagre y el Ojón "bluegill" que el Garlon-3A y el 2,4-D. Los resultados encontrado para el cangrejo del río fueron exactamente los contrarios a los que se encontró en los peces.

El surfactante "Syndets, fue mucho más tóxico que los tres herbicidas para los tres organismos.

Un grupo de investigadores encontró que el glifosato es nocivo en concentraciones sub letales para la carpa Cyprinus carpio (Neskovic et al 1996). Entre los efectos reportaron cambios en la actividad enzimática a nivel de plasma, hígado, riñones. Encontraron además alteraciones morfológicas en las branquias, hígado y riñones.

Otros estudios revelan que el glifosato es nocivo también para otras organismos acuáticos. Se ha reportado por ejemplo cambios en el desarrollo y la reproducción del caracol acuático Pseudosuccinea columella, cuando este fue expuesto a concentraciones subletales (Tate et al, 1997). Los investigadores encontraron además que cuando el caracol fue expuesto a distintas concentraciones de glifosato, se producía un estímulo en su crecimiento y desarrollo; había un incremento en el número de huevos que tenían más de un embrión embriones. Esto significa que la población de caracoles de esa especie podía incrementarse. Por otra parte, esta especie de caracol es uno de los huéspedes de un parásito del hígado de las ovejas. El estudio concluye que la presencia de glifosato a niveles bajos, puede promover el incremento de este parásito.

Distintas especies de peces tienen distintos grados de vulnerabilidad al glifosato (Wan, 1989). Otros factores que determinan la toxicidad del herbicida incluyen la cantidad de minerales disueltos en el agua (Hartman y Martin, 1984) y la temperatura del agua (Folmar, et al, 1988).

En Colombia se han registrado incidentes en proyectos de piscicultura en lagos y estanques, los cuales se desarrollan con el apoyo de la cooperación internacional y que fueran completamente destruidos por las fumigaciones con formulaciones de glifosato (Bigwood, 2002). 

PRESENCIA DE GLIFOSATO EN AGUA POTABLE

Existen algunos informes que dan cuenta de la presencia de glifosato y AMPA en cuerpos de agua. Se ha reportado la presencia de glifosato en aguas superficiales y subterráneas en Canadá, Dinamarca, Holanda y el Reino Unido.

Un informe de la OMS sobre glifosato y AMPA en agua potable, reporta que se ha encontrado en Estados Unidos fuentes de agua que contenía entre 90 y 1700 µg de glifosato por litro y 2 – 35 µg/litro de AMPA. En aguas corrientes se ha reportado contenidos de entre 35 y 1237 µg/litro de glifosato y hasta 10 µg/litro de AMPA (WHO, 2005)

En Canadá se encontró residuos de glifosato de hasta 5153 µg/litro después de una aplicación aérea sobre lagos. Su degradación dependió de la vegetación presente (WHO, 2005).

En el 2003, el Ministro de Ambiente de Dinamarca prohibió el uso de glifosato en lugares donde puede haber escorrentía del herbicida, con el fin de evitar la contaminación de agua subterránea, que es la fuente de agua potable en ese país con inaceptables niveles de glifosato y AMPA (Legarth y Schmidt, 2003; Kjær et al, 2003).

EFECTOS SOBRE INSECTOS BENÉFICOS

Varias especies de artrópodos benéficos, entre los que se incluyen insectos, arañas y ácaros, que son predadoras de plagas agrícolas, son afectadas por la exposición al glifosato. 

El uso de glifosato en ambientes agrícolas ha desencadenado el brote de algunas plagas agrícolas, y esto se ha relacionado con la disminución de las poblaciones de especies predatorias de dichas plagas, que actúan como agentes de control biológico natural. Este es el caso del brote violento del áfido del cereal que tuvo lugar en Estados Unidos al inicio de la década de 1970 (Potts y Vickerman, 1994). 

Los impactos pueden producirse por una afectación directa en los individuos expuestos al plaguicida, o por una destrucción de la base de sobrevivencia de la especie.

En el primer caso, una evaluación hecha por la Organización Internacional de Control Biológico sobre los impactos de los plaguicidas en especies benéficas reportó que el 80% de una población de escarabajos predadores de plagas vegetales murieron cuando fueron expuestos a glifosato. Por otro lado, el 50% de la población de avispas parasitoides, mariquitas, ladybird y ácaros predadores también murieron luego de la exposición a glifosato (Hassan et al 1988).

En un estudio hecho en Carolina del Norte, Estados Unidos se registró una baja poblacional de escarabajos carabid tratados con glifosato. La población no se recuperó después de 28 días (Brust, 1990). Resultados similares se encontraron en un estudio hecho en pastos marginales en el Reino Unido tratados con Roundup, donde se encontró una reducción en las poblaciones del escarabajo carabido (Asteraki et al, 1992)

Hay bibliografía científica que da cuenta de la afectación de poblaciones de insectos benéficos debido a cambios en su hábitat.

Este es el caso de un estudio hecho durante tres años consecutivos en Estados Unidos, en un área forestal que 4-5 años antes había sido clareada con Roundup, y luego plantada con plántulas de abeto. Los investigadores encontraron que poblaciones de insectos herbívoros y de invertebrados del suelo habían disminuido significativamente y no se recuperaron durante el período del estudio. Los autores concluyeron que la caída poblacional se debió fundamentalmente al cambio del hábitat de estos organismos (Santillo et al, 1989).

Asteraki et al, (1992 reportan una disminución en el número de arañas en pastos marginales en el tratados con Roundup, posiblemente porque se habían destruido las plantas donde ellas hacían sus telas. 

Se ha registrado también alteraciones en los patrones reproductivos en algunas poblaciones de artrópodos benéficos. Chiverton et al (1991) llevaron a cabo un estudio comparativo entre poblaciones de artrópodos rociados y no rociados con herbicidas, en campos de trigo de primavera, en el Reino Unido. Ellos encontraron que escarabajos carabido hembras que no habían sido tratadas con glifosato, ponían más huevos que aquellas que habían estado expuestas al glifosato. Es posible que la reducción de las especies que les servía como presa al escarabajo carabido produjo una baja en la fertilidad de la especie, lo que significó una reducción en la capacidad de depredación de las plagas agrícolas.

Otro grupo de insectos benéficos afectados por el glifosato incluye las especies polinizadoras.

Una de las quejas que se presentaron con respeto al programa de fumigación con Roundup (más surfactantes), que el gobierno de los Estados Unidos llevó a cabo para eliminar cultivos de amapola en Guatemala, fue que se había destruido la apicultura en las zonas cercanas a las aspersiones. "Aunque el programa de fumigación tuvo un efecto mínimo en los cultivos de amapola, según los campesinos locales, se destruyó la base tradicional de la producción en la región, en particular tomates y abejas." (Freed, 1989; U.S Department of State, 1991). 

Como resultado de las presiones de ambientalistas y otros este Programa de Fumigación fue suspendido y ahora el cultivo de amapola en Guatemala está controlado gracias a la erradicación manual. Investigaciones realizadas por la International Organization for Biological Control coinciden con los efectos reportados en Guatemala sobre las abejas; también muestran que existen efectos sobre otros insectos benéficos.

Según estos estudios, se demostró que la exposición de los insectos a una formulación comercial de Roundup (glifosato más surfactantes), provocó tasas de mortalidad mayores al 50% en insectos benéficos, incluyendo avispas parasitoides, crisopos, y mariquitas. El nivel de mortalidad fue aún más alto para un tipo de escarabajo depredador (Hassan et al, 1988). Todos estos juegan un papel importante como agentes de control biológico de plagas para la agricultura, o como bioreguladores naturales.

IMPACTO DEL GLIFOSATO EN ANFIBIOS

La contaminación de las aguas por este herbicida es extraordinariamente letal para los anfibios, según un trabajo de investigación que ha revelado una disminución de la diversidad de anfibios del 70% y una reducción del número total de renacuajos del 86% en charcas contaminadas por Roundup (Relyea, 2005).

En investigaciones conducidas en Australia, la formulación Roundup han demostrado una seria toxicidad en anfibios. En un estudio comisionado en 1995 por el Western Australian Department of Environmental Protection (DEP) y dirigido por el Dr. Joseph Bidwell del Curtin Exotoxicology Program concluyó que Roundup 360 (otra formulación de Roundup que contiene glifosato y surfactantes) puede ser agudamente tóxico a ranas adultas y renacuajos en las tasas de aplicación recomendadas (1.8 to 5.4kg/ha) (Mann y Bidwell, 2004).

Resultados similares se han encontrado en Canadá, donde el glifosato provocó parálisis y hasta la muerte de especies nativas de anfibios (Bruce, 1996)

El herbicida Roundup 360 fue más tóxico a ranas y renacuajos que el grado técnico de glifosato solo. Se asumió que fue el surfactante usado en la formaulación del Roundup, y no glifosato en sí, el responsable en el incremento en toxicidad (Bidwell et. al. 1995). Hay que notar que es precisamente el mismo surfactante (POEA) que se encuentra en el Roundup utilizado en Colombia.

Los anfibios son un componente importante de la biodiversidad de esta región amazónica, donde se han registrado los índices más altos de biodivrsidad de anfibios por unidad de área en el mundo. Se ha registrado además una alta taza de extinción de varias especies de anfibios en el Ecuador, y se cree que por efecto de las aspersiones con glifosato este problema se puede agudizar (Coloma, 2005).

EFECTO DEL GLIFOSATO EN REPTILES

Aunque se han hecho pocos estudios de los impactos de los plaguicidas en general en reptiles, Sparling et. al (2006), encontraron efectos adversos en embriones de la tortuga Trachemys scripta elegans cuando estos fueron expuestos a glifosato y sus surfactantes a distintas concentraciones.
EFECTO DEL GLIFOSATO EN MAMÍFEROS

En estudios de campo, poblaciones de pequeños mamíferos se han visto afectadas a causa del glifosato, por muerte de vegetación que ellos o sus presas utilizan para alimentarse o protegerse. 

En el caso de animales herbívoros, la ingestión de vegetación contaminada con glifosato también puede generar efectos negativos. Adicionalmente, los animales pueden entrar en contacto con este herbicida en un ecosistema que ha sido fumigado a través de contacto por la piel, los ojos o por inhalación.

La aplicación de glifosato en ecosistemas boscosos puede cambiar las tazas reproductivas de algunas especies, privilegiando a aquellas que se adaptan a hábitats intervenidos como pastizales, y desplazando a especies que viven en bosques menos intervenidos. Santillo y sus colaboradores (1989) encontraron una menor presencia de pequeños mamíferos en la zona norte-central de Maine, en terrenos “tratados” con glifosato.

Richard y colaboradores (2005) concluyeron que el glifosato actúa como un disrruptor de la actividad de la citocromo P450 aromatasa en mamíferos, a unas concentraciones 100 veces más bajas que las que se recomiendan para su uso agrícola. El citocromo juega un papel importante en el metabolismo de sustancia ajenas al organismo, como son fármacos, plaguicidas, etc. muchos de los cuales pueden tener efectos cancérigenos.

Encontraron además que en concentraciones menores a las recomendadas para uso agrícola, el Roundup puede inducir a problemas reproductivos.

Estudios hechos en espermatozoides de conejo (Yousef, et al 1995) encontraron que el tratamiento con el herbicida glifosato redujo el peso corporal, el libido, el volumen de la eyaculación, la concentración y volumen del esperma; se registró además un alto porcentaje de espermatozoides anormales y muertos. Los efectos nocivos continuaron en el período de la recuperación.

CONCLUSIONES

Aunque existen estudios para evaluar los impactos del glifosato en las especies no objetivos (es decir, las especies que no se quiere eliminar con el herbicida), la mayoría de ellos no consideran importantes aspectos ecológicos, como son los impactos indirectos, acumulativos, a largo plazo del herbicida, ni las reacciones sinérgicas que el plaguicida puede tener en el ecosistema y en las redes tróficas, es decir como el plaguicida incide en el medio ambiente, y a su vez estos cambios afectan al conjunto de comunidades y poblaciones que conforman ese ecosistema.

En muchas evaluaciones se utilizan los esquemas jerárquicos. Se inicia con experimentos simples en unas pocas especies y avanzan a través de una secuencia escalonada de experimentos, que aumentan en complejidad, sofisticación, costo, y duración; dependiendo de los resultados en las pruebas de los niveles más bajos. Los experimentos se inician en el segundo nivel, únicamente si los resultados en la primera indican potenciales efectos adversos. 

En muchos casos se utilizan especies que no están presenten en el ecosistema en el que se quiere evaluar los impactos del plaguicida[4].

A pesar de estas limitaciones, es posible hacer una revisión del impacto que tiene el glifosato en organismos distintos a lso que se quiere eliminar con el herbicida.

BIBLIOGRAFÍA
Abdelghani, A.A. 1997. Toxicity evaluation of single and chemical mixtures of Roundup, Garlon-3A, 2,4-D, and Syndets surfactant to channel catfish (Ictalurus punctatus), bluegill sunfish (Lepomis michochirus), and crawfish (Procambarus spp.). Environmental toxicology and water quality 12 (3) p. 237-243.
Abdel- Mallek, A.Y., Adbel-Kaden, M.I.A., Shomikier, A.M.A., 1994. Effect of glyphosate on fangal population, respiration and the decay of some organic matter in Egyptian soil. Microbiological Research 149: 69 - 73
Austin, A. P. et al. 1991. Impact of an organophosphate herbicide (glyphosate) on periphyton communities developed in experimental streams. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology 47: 29-35.
Barriga, R. 2001. Peces del Parque Nacional Yasuní. Pp. 139-142 in JP Jorgenson and M Coello Rodriguez (Eds.). Conservación y desarrollo sostenible del Parque Nacional Yasuní y su área de influencia. Memorias del Seminario-Taller 2001. Ministerio del Ambiente/UNESCO/Wildlife Conservation Society. Editorial SIMBIOE: Quito, Ecuador.
Bawa, K.S. y Hadley, M. (1990). Reproductive Ecology of Tropical Forest Plants. Man and Biosphere Series. Volumen 7. UNESCO.
Bell, F. W., R. A. Lautenschlager, R. G. Wagner, D. G. Pitt, J. W. Hawkins, and K. R. Ride. 1997. Motor-manual, mechanical, and herbicide release affect early successional vegetation in northwestern Ontario. Forestry Chronicle 73.
Bezbaruah, B., Saikia, N y Bora, T. 1995. Effect of pesticidas on most probable number of soil microbes from tea (Camellia sinensis) plantations and uncultivated land enumerated in enrichment media. India J. of Agric. Sciences 65(8): 578 – 583.
Bidwell,-Joseph-R.; Gorrie,-John-R. 1995. Western Australia. Dept. of Environmental Protection. Acute toxicity of a herbicide to selected frog species : final report. Technical series: 79 (9) Western Australian Dept. of Environmental Protection.
Boada, C. 2006. El Ecuador biogeográfico. Revista Ecuador Tierra incógnita. No. 40. Marzo.
Bode, R. Schauer, F y Birnbaum, D. 1986. Comparative studies on the enzymological basis for growth inhibition by glyphosate in some yeast species. Biochemie Und Physiologie Der Pflanzer 181: 39-46
Bruce, P. 1996. Environmental Contaminants and Amphibians in Canada. Pesticides and Behaviour in Tadpoles. FROGLOG Number 16, February
CCME (1989). Canadian water quality guidelines, Ottawa, Ontario. Environment Canada. Canadian Council of Ministers of the Environment.
Coloma, L. 2005. Ecuador, Tierra de Sapos y Ranas. Revista Ecuador Tierra Incognita No. 33, Enero - Febrero.
Cox, C. 1995. Glyphosate. 2. Human Exposure and ecological effects. Journal of pesticide reform: a publication of the Northwest Coalition for Alternatives to Pesticides. Winter 15 (4) p. 14-20.
Cox, Caroline. 1995. Glyphosate, Part 1: Toxicology. En: Journal of Pesticides Reform:15 (3). Northwest Coalition for Alternatives to Pesticides, Eugene, OR. USA. 13 p.
D Anieri, P., Leslie, D.M. y McCormack M.L. 1987. Small mammals in glyphosate treated clearcuts in Northern Maine. Can Field Nat. 101 (4): 547 – 550.
Departamento de Salud y Servicios para personas mayores de New Jersey, 2003. Hoja Informativa sobre Substancias Peligrosas: Isopropilamina.
Descalzo,-R.C.; Punja,-Z.K.; Levesque,-C.A.; Rahe,-J.E. Identification and role of Pythium species as glyphosate synergists on bean (Phaseolus vulgaris) grown in different soils. Mycol-res. [Cambridge : Cambridge University Press], 1989-. Aug 1996. v. 100 (pt.8) p. 971-978
Dewar,-A.M.; Haylock,-L.A.; May,-M.J.; Beane,-J.; Perry,-R.N. (2000) Glyphosate applied to genetically modified herbicide-tolerant sugar beet and 'volunteer' potatoes reduces populations of potato cyst nematodes and the number and size daughter tubers. Ann-Appl-Biol. Warwick: Association of Applied Biologists. 136 (3) p. 179-187.
Dinham, Barbara. Resistance to glyphosate. En: Pesticides News 41: 5, September 1998.The Pesticides Trust. PAN-Europe. London, UK.
Didhám, R.K. (1997) La Influencia de los Efectos del Borde y de la Fragmentación de Bosques en los Invertebrados de la Hojarasca en Amazonia Central. En Tropical Forest Remnants: Ecology, Management, and Conservation of Tropical Forest Remnants: Ecology, Management, and Conservation of Fragmented Communities Editado por William F. Laurance y Richárd O. Bierregaard, Jr
Dinham, Barbara. "Life sciences" take over. En: Pesticides News 44: 7, June 1999. The Pesticides Trust. PAN-Europe. London, UK.
Dindal (ed.) Soil Biology Guide. 1990 John Wiley & Sons and Soil Microbial Ecology, F. Blaine Metting Jr. (ed.) 1993
Dunfield KE y Germida J. 2001. Diversity of bacterial communities in the rhizosphere and root interior of field-grown genetically modified Brasica napus. Federation of European Microbiology Societies. Microbiology Ecology 38: 1-9
Eberbach, P.L. y Douglas, L.A. 1983. Persistente of glyphosate in sandy loam. Soil Biol. Biochem. 15(4).
ENDS Daily, 1999. 6 de Mayo.
EPA. 1999. Technical Fact Sheets on: Glyphosate. National Primary Drinking Water Regulations. Documento obtenido por Internet.
Evans, D. D., and M. J. Batty. 1986. Effects of high dietary concentrations of glyphosate. (Roundup) on a species of bird, marsupial and rodent indigenous to Australia. Environmental Toxicology and Chemistry 5: 399-401
Folmar, L.C., Sander, H.O., and Julin, A.M. 1979. Toxicity of the Herbicide Glyphosate and several of its formulations on fish and aquatic invertebrates. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 8: 269-278
Forestry Commission, 1991. Bulletin 93. Ash dieback. HMSO. London. Reportado en; ENDS Report, 193, 1991.
Forlani G. Mantelli M, Branzoni M, Nielsen E y Favilli F. 1995. Differential sensitivity of plant-associated bacteria to sulfonylurea and imidazonline herbicides. Plant and Soil. Vol. 176: 243-253. The Netherlands.
Hartman, WA and Martin, D.B. 1984. Effect of suspended bentonite clay on the acute toxicity of glyphosate to Daphnia pulex and Lemna minor. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 33 pp. 355-361
Haney,-R.L.; Senseman,-S.A.; Hons,-F.M.; Zuberer,-D.A. 1999. Effect of glyphosate on soil microbial activity. Proc-S-Weed-Sci-Soc. Raleigh, N.C., etc. Southern Weed Science Society 52 p. 215.
Hassan, S.A et al. Results of the fourth joint pesticide testing programme carried Out by the ICBC-WPRS-Working Group "pesticides and beneficial Organisms." J Appl. Ent 105 1988, 321-329
Hutchinson, G.I. Nitrogen Cycle Interactions with Global Change Processes. In Niertenberg, W.I. (Ed) Encyclopedia of Environmental Biology. Volume 2 1995, San Diego, Academic press. Pp. 583-587
Joensen L. y Semino S. 2004. OMGs en Argentina ¿a qué precio?. Estudio de Caso del Impacto de la Soja Modificada Genéticamente del Grupo de Reflexión Rural de Argentina, publicado por Econexus y The GAIA Foundation. Octubre 2004.
Johal,-G.S.; Rahe,-J.E. 1984. Effect of soilborne plant-pathogenic fungi on the herbicidal action of glyphosate on bean seedlings. Phytopathology 74(8): 950-955.
Kapos, V., Wandelli, E., Camargo, J.L. y Ganade, G. 1997. Cambios Relacionados al Efecto del Borde en el Ambiente y en las Respuestas de Plantas, como consecuencia de la Fragmentación del Bosque en la Amazonia Central. En Tropical Forest Remnants: Ecology, Management, and Conservation of Tropical Forest Remnants: Ecology, Management, and Conservation of Fragmented Communities Editado por William F. Laurance y Richard O. Bierregaard, Jr.
Kenneth Freed “Anti-drug Effort Sow 39. 39.s Bad Blood; Guatemala: Farmers Complain That Legitimate Crops Are Being Damaged by a U.S. Spraying Program Designed to Cut into Heroin Production.” Los Angeles Times, October 15, 1989, Sunday, Home Edition 39. 39.
King CA, Purcell LC y Vories ED. 2001. Plant growth and nitrogenase activity of glyphosate-tolerant soybean in response to foliar glyphosate applications. Agronomy Journal, 93: 179-186.
Kjær, J. Ullum, M. Olsen, P. Sjelborg, P. Helweg, A. Mogensen, B. Plauborg, P. Grant, R. Fomsgaard I. Y Brüsch W. 2003. The Danish Pesticide Leaching Assessment Programme (PLAP). Monitoring results May 1999 - June 2002 . Third report
Kremer RJ. Y Donald, P. 2003 Herbicide impact on Fusarium spp. And soybean cyst nematode in gliphosate tolerant soybean. American Society of Agronomy, (573) 882-2716
Legarth Schmidt, A. 2003. Poisonous Spray on a Course Towards Drinking Water. Politken, Denmark.
Levesque,-C.A.; Rahe,-J.E.; Eaves,-D.M. The effect of soil heat treatment and microflora on the efficacy of glyphosate in seedlings. Weed-Res. Oxford Blackwell Scientific Publications. Oct 1992. v. 32 (5) p. 363-373.
Levesque,-C.A.; Rahe,-J.E.; Eaves,-D.M. Fungal colonization of glyphosate-treated seedlings using a new root plating technique. Mycol-Res. Cambridge - Cambridge University Press. Mar 1993. v. 97 (pt.3) p. 299-306.
Levesque,-C.A.; Beckenbach,-K.; Baillie,-D.L.; Rahe,-J.E. Pathogenicity and DNA restriction fragment length polymorphisms of isolates of Pythium spp. from glyphosate-treated seedlings. Mycol-Res. Cambridge : Cambridge University Press. Mar 1993. v. 97 (pt.3) p. 307-312.
Marassas, W.F.O, Nelson, P.E., and Tousson, T.A. Toxigenic Fusarium species: Identity and Mycotoxicology Pennsylvania State University press, 1984
Mann, R.M., Bidwell, J.R. 2004. The Toxicity of Glyphosate and Several Glyphosate Formulations to Four Species of Southwestern Australian Frogs. Archives of Environmental Contamination and Toxicology. Volume 36, Number 2 / February, 1999.
MacKinnon, D. S., and B. Freedman. 1993. Effects of silvicultural use of the herbicide glyphosate on breeding birds of regenerating clearcuts in Nova Scotia, Canada. Journal of Applied Ecology 30: 395-406.
Mekwatanakarn, P y Silvassithamparam, K 1987. Effect of certain herbicides on soil microbial populations and their influence on saprophytic groth in soil and pathogenicity of take-all fungus. Biol. Fértil. Soils 5: 75 - 180.
Messina J.P. y Delamater, P.L. 2006. Defoliation and the war on drugs in Putumayo, Colombia. International Journal of Remote Sensing. Volume 27, Number 1 / 10 January 2006 pp. 121 -128.
Nivia, E. 2001 . Efectos sobre la salud y el ambiente de herbicidas que contienen glifosato. Boletín electrónico de la UITA
Panus, D.P. (1980) Vesicular-Arbuscular Mycorrhizae Affect Lowland Tropical Rain Forest Plant Growth. Ecology, Vol. 61, No. 1 (Feb., 1980), pp. 151-162
Rahe,-J.E.; Levesque,-C.A.; Johal,-G.S. Synergistic role of soil fungi in the herbicidal efficacy of glyphosate. A-C-S-Symp-Ser-Am-Chem-Soc. Washington, D.C. : The Society. 1990. (439) p. 260-275
Relyea, R. 2005. The Impact of Insecticides and Herbicides on the Biodiversity and Productivity of Aquatic Communities. Journal Ecological Applications.
Richard, S., Moslemi, S,. Sipahutar, H., Benachour,N., Seralini, G-E. 2005. Differential Effects Of Glyphosate And Roundup On Human Placental Cells And Aromatase. Environmental Health Perspectives, June.
Richie, D.C. Harestad, A.S. y Archibald, R. 1987. Glyphosae treatment and deer mice in clearcut and forest. Northwest Sci. 61(3), 199 - 202.
Sanderson,-J.B.; MacLeod,-J.A.; Kimpinski,-J. 1999. Glyphosate application and timing of tillage of red clover affects potato response to N, soil N profile, and root and soil nematodes. Can-j-soil-sci. Ottawa. 79 (1) p. 65-72.
Sanogo,-S.; Yang,-X.B.; Scherm,-H. 2000. Effects of herbicides on Fusarium solani f. sp. glycines and development of sudden death syndrome in glyphosate-tolerant soybean. Phytopathology. St. Paul, Minn. American Phytopathological Society, 1911- v. 90 (1) p. 57-66.
Santillo, D. J., P. W. Brown, and D. M. Leslie, Jr. 1989. Response of songbirds to glyphosate-induced habitat changes on clearcuts. J. Wildl. Manage. 53:64-71.
Santos, A. Y Flores, M. 1995. Effects of glyphosate on nitrogen-fixing of free living heterotrophic bacteria. Letters in Applied Microbiology 20(6): 349 – 352.
Servizi, J.A., Gordon, r.W. and Martens, D.W. 1987. Acute toxicity of Garlon 4 and Roundup herbicides to salmon, Daphnia and trout. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 33: 355 – 361.
Smiley, R.W. 1992. Influence of glyphosate on Rhizoctonia root rot, growth, and yield of barley. Plant Dis, 76: 937 – 942.
Sparling DW, Matson C, Bickham J, Doelling-Brown P. 2006. Toxicity of glyphosate as Glypro and LI700 to red-eared slider (trachemys scripta elegans) embryos and early hatchlings. Environmental toxicology and chemistry: Oct;25(10):2768-74.
Springett, JA and Gray, R.A.J. Effect of repeated low doses of biocides on the earthworm Aporrectodea caliginosa in laboratory culture. Soil. Biol. Biochem, 24 (12) 1992: pp. 1739-1744.
Stratton,-G.W.; Stewart,-K.E. Glyphosate effects on microbial biomass in a coniferous forest soil. Environ-Toxicol-Water-Qual. New York, N.Y. : John Wiley & Sons. Aug 1992. v. 7 (3) p. 223-236.
Stephen M. Turton y Freiburge, J. 1997. Efecto del borde y del Aspecto del borde en el Microclima de un Bosque Fragmentado en Atherton, Tableland, Nor-Este de Australia. En Tropical Forest Remnants: Ecology, Management, and Conservation of Tropical Forest Remnants: Ecology, Management, and Conservation of Fragmented Communities Editado por William F. Laurance y Richard O. Bierregaard, Jr.
U.S. Department of State cable from Guatemala to Washington, DC: 1991GUATEM00643
Wan, M.T. Effects of different dilution water types on the acute toxicity to juvenile Pacific salmonids and rainbow trout of glyphosate and its formulated products. Bulletin of environmental contamination and toxicology. Sept 1989. v. 43 (3) p. 378-385.
Wan, M.T. Acute toxicity to juvenile Pacific Northwest salmonids of Basacid Blue NB755 and its mixture with formulated products of 2,4-D, glyphosate, and triclopyr. Sept 1991. v. 47 (3) Bulletin of environmental contamination and toxicology. p. 471-478.
Wan,-M.T.; Rahe,-J.E.; Watts,-R.G. A new technique for determining the sublethal toxicity of pesticides to the vesicular-arbuscular mycorrhizal fungus Glomus intraradices. Environ-Toxicol-Chem. Pensacola, Fla. : SETAC Press. July 1998. v. 17 (7) p. 1421-1428.
Wan, Michael T., Rahe, James E., and Watts, Ronald G. A New Technique for Determining the Sublethal Toxicity of pesticides to the Vesicular-Arbuscular Mycorrhizal Fungus GLOMUS INTRARDICES Environmental Toxicology and Chemistry, Vol. 17, No. 7. 1998 pp 14211428
Wang, Y.S. 1994. Accumulation of 2,4-D and glyphosate in fish and water hyacinth. Water, Air, and Soil Pollution Apr. 74 (3/4) p. 397-403.
Welten, R., et al. (2000), "Ecotoxicity of contaminated suspended solids for filter feeders (Daphnia magna)." Archives of Env. Contam. And Tox. 39 (3): 315-323.
World Helath Organization, 2005. Glyphosate and AMPA in drinking-water. WHO/WSH/03.04/97
Yousef MI, Salem MH, Ibrahim HZ, Helmi S, Seehy MA, Bertheussen K (1995). Toxic effects of carbofuran and glyphosate on semen characteristics in rabbits. J. Environ. Sci. Health B 30:513-34.
Zablotowicz, R.M. y Reddy, K. N. 2004. Impact of Glyphosate on the Bradyrhizobium japonicum Simbiosis with Glyphosate-Resistant Transgenic Soybean: A Mini review. J. Environ. Qual. 33:825–831.
NOTAS
[1] La isopropilamina, está en la lista de sustancias peligrosas y reglamentada por la (Occupational Safety and Health Administration). Es destructiva a los tejido de la membrana mucosa y vías respiratorias superiores, e puede irritar a los pulmones (Departamento de Salud y Servicios para personas mayores de New Jersey, 2003). 

[2] POEA es 30veces más tóxico para peces que el glifosato (Servizi et al, 1995). Causa daño gastrointestinal y al sistema nervioso central, problemas respiratorios y destrucción de glóbulos rojos en humanos. POEA está contaminado con 1-4 dioxano, el cual ha causado cáncer en animales y daño a hígado y riñones en humanos (Nivia, 2001).
[3] tiempo que tarda en desaparecer la mitad de un compuesto en el ambiente
[4] Por ejemplo en un estudio hecho por sobre los impactos del glifosato en el Plan Colombia, se evaluó el glifosto y sus coadyuvantes en dos especies de peces de zonas temperadas Pimephales promelas y Onchorrynchus mykiss (trucha arcoirsis)

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