INTRODUCCIÓN

La producción agrícola en la provincia de Entre Ríos sigue la tendencia a nivel nacional de las últimas décadas, con incrementos de alrededor del 100% en la superficie sembrada y 122% en la producción de soja comparando las campañas 2000/01 y 2016/17¹. Este escenario se caracteriza por un aumento en los volúmenes utilizados de agroquímicos, especialmente herbicidas (^{Sasal et al., 2017}). Un informe de ^{Andrade et al. (2017}) para Argentina muestra los aumentos desde la campaña 1990/91 a la campaña 2011/12 tanto en volumen de plaguicidas total utilizados como su uso por hectárea, con aumentos que rondan el 900 y 100 %, respectivamente. Dentro de este mercado, se destaca el glifosato como el principal plaguicida comercializado, abarcando el 62% de la cantidad comercializada de agroquímicos para el año 2014 (CASAFE 2014). Además, el uso reiterado de algunos herbicidas asociados a cultivos transgénicos propició la aparición de malezas resistentes (^{Taberner Palou et al., 2007}). Frente a ello, muchas de las estrategias agronómicas para gestionar el problema de la resistencia de las malezas, consisten en incrementar los volúmenes de uso y en aplicar nuevas mezclas para mejorar o prolongar el control.

Montoya et al. (2017) advierten la evolución de malezas resistentes a glifosato, con una importante participación de las gramíneas, para las cuales se utilizan en forma frecuente graminicidas como cletodim y haloxifop R-metil. En el informe de la Cámara de Sanidad Agropecuaria y Fertilizantes se advierte que, a pesar de seguir siendo el glifosato el activo de mayor comercialización en Argentina, pierde participación en el mercado dentro de los herbicidas (CASAFE 2012). También, destaca la evolución del cletodim, con un crecimiento del 124% en la facturación y un 111% en el volumen comercializado para el período 2011-2012.

Diversos autores coinciden en que los plaguicidas representan potenciales fuentes de contaminación ambiental (^{Sasal et al., 2017}). Su presencia se ha podido verificar en el aire, en el suelo, en el agua superficial y subterránea y en los alimentos (^{Alonso et al., 2018}; ^{Astoviza et al., 2015}; Caprile et al., 2019; ^{Lorenzatti et al., 2008}; ^{Primost et al., 2017}; ^{Seehaus, 2019}; ^{Villaamil Lepori et al., 2013}) y son considerados fuente de contaminación no puntual del ambiente (^{Andrade et al., 2017}). Si bien su uso tiene un determinado objetivo de control (maleza, insecto, hongo), en el proceso de aplicación una proporción variable se dispersa en el ambiente y alcanza diversos destinos “no blanco”, atravesando distintos procesos de conversión y transporte (Seehaus, 2019). En lo que respecta a su impacto sobre la calidad de agua, este se origina fundamentalmente por el aporte difuso por deriva, escurrimiento o erosión desde lotes productivos y/o por aporte puntual debido a prácticas mal implementadas, como lavado de equipos aplicadores sobre cursos de agua (Sasal et al., 2017).

En Entre Ríos, las características naturales de su topografía ondulada, así como la baja capacidad de infiltración de sus suelos y las precipitaciones intensas en primavera-verano-otoño, predisponen a gran parte de la superficie provincial a procesos de degradación de los suelos, especialmente por erosión hídrica (^{Scotta y Paparotti, 1990}), a la vez que se incrementa el riesgo de contaminación de los cursos de agua por escurrimiento desde agroecosistemas. La llegada de agroquímicos a cursos de agua a través del escurrimiento superficial, puede darse a través de su unión a sedimentos erosionados (para aquellos con alta sorción) o por disolución en agua (los de alta solubilidad). En este proceso, las lluvias son el principal factor que controla la dinámica del escurrimiento, erosión y pérdida de plaguicidas (Caprile et al., 2019). Sin embargo, hay otros factores a tener en cuenta tales como tipo y cantidad de residuos vegetales en superficie, rotación agrícola, sistema de labranza y su impacto sobre la estructura superficial de suelo, entre otros (Caprile et al., 2019; ^{Villarreal et al., 2018}).

Respecto al herbicida glifosato (N-fosfonometil glicina) y su principal metabolito, el ácido amino metilfosfónico (AMPA), existe una vasta bibliografía que aporta al entendimiento de su dinámica ambiental. Es un herbicida organofosforado no selectivo, de amplio espectro y de acción sistémica postemergente que se aplica sobre el follaje, con un modo de acción que se basa en la inhibición de la síntesis de aminoácidos esenciales. Si bien es fuertemente retenido por el suelo (alto valor del coeficiente de partición carbono orgánico-agua del suelo o sedimento- Koc 6920²), también se lo considera muy soluble en agua (10000 mg l^-1 a 25°C el compuesto puro) (^{Battaglin et al., 2014}). En el suelo es adsorbido mediante uniones fosfato y degradado por microorganismos, cuyo principal metabolito es el AMPA. A pesar de su relativa escasa movilidad, abundan estudios que muestran su llegada a cursos de agua superficial y subterránea (^{Aparicio et al., 2013}; ^{Ayarragaray et al., 2015}; ^{Etchegoyen, 2014}; ^{Lupi et al., 2019}; ^{Primost, 2013}; Primost et al., 2017; ^{Sasal et al., 2012}; Sasal et al., 2017).

En cambio, la literatura científica acerca del herbicida cletodim en cuanto a su comportamiento ambiental y la persistencia en el medio ambiente es bastante limitada (Montoya et al., 2017). Es un herbicida selectivo, sistémico, que actúa a través de la inhibición de la acetilCoA carboxilasa (ACCasa). Su solubilidad es considerada alta (5450 mg l^-1 en agua a 20^oC) y es clasificado como móvil a muy móvil en el suelo con valores de coeficiente de partición Kfoc de 3-43³. Se lo considera no persistente en el suelo, con un DT50 que varía entre 0 a 3 días.

Antecedentes previos muestran resultados distintos respecto a la influencia de sistemas de labranza, rotaciones y tipo de residuos o rastrojo sobre el suelo, sobre las pérdidas de plaguicidas (^{Warnemuende, 2007}). Sin embargo, hay coincidencia respecto a la importancia de los eventos de precipitación cercanos a la fecha de aplicación y su influencia sobre su escurrimiento fuera del lote (González, 2018; ^{Oszust et al., 2015}; ^{Sasal et al., 2015}; ^{Screpanti et al., 2005}; ^{Shipitalo et al., 1997}). De esta manera, se encuentran estudios de monitoreo donde se registra un mayor número de detecciones de plaguicidas en cursos de agua en momentos con mayores caudales y eventos extremos de precipitaciones (Vázquez-Amabile et al., 2017), y otros que atribuyen menores concentraciones asociadas a efecto dilución en los cursos de agua (Sasal et al., 2017).

En este marco, el estudio de los efectos sobre el ambiente de las prácticas agrícolas y la comprensión de los mecanismos a través de los cuales los plaguicidas alcanzan distintos compartimentos ambientales, constituye el paso inicial para las propuestas de minimización de los impactos asociados. El objetivo del presente trabajo fue evaluar el efecto de distintas secuencias de cultivo sobre las pérdidas de agua, sedimentos y glifosato y cletodim por escurrimiento, luego de un evento de precipitación inmediatamente posterior a la aplicación de dichos herbicidas.

MATERIALES Y MÉTODOS

Sitio de estudio

El estudio fue realizado en la Estación Experimental de Paraná del Instituto Nacional de Tecnología Agropecuaria (INTA) de la provincia de Entre Ríos (31º 51´ S y 60º 31´ W), en parcelas de escurrimiento bajo lluvia natural con diferentes secuencias de cultivo bajo siembra directa. La región tiene clima subhúmedo (lluvia anual ≈1000 mm) y templado (temperatura anual ≈18,3ºC). El 75% de las lluvias anuales ocurren en primavera y verano (Sasal et al., 2009). Las temperaturas del invierno raramente son inferiores a 0ºC.

Las parcelas se encuentran sobre un Argiudol ácuico fino, illitico, térmico (US Soil Taxonomy, 1999) de la Serie Tezanos Pinto (Luvic Phaeozem, WRB). La textura del horizonte A (17 cm) es franco limosa con 270 y 660 g kg^-1 de arcilla y limo, respectivamente (Plan Mapa de Suelos, 1998). Presentan dimensiones de 4 m de frente y 25 m de largo (100 m²), con una pendiente natural de 3,5% (Figura 1). Cada una posee un embudo con un tubo colector de mampostería de 110 mm de diámetro que desemboca en dos piletas receptoras de escurrimientos de mampostería de 450 y 1000 litros. La segunda pileta capta 1/7 del escurrimiento excedente de la primera.

Figura 1: Foto y esquema (vista superior sin escalar) de una parcela de escurrimiento. INTA EEA Paraná. 

El diseño del ensayo es completamente aleatorizado con 3 repeticiones por tratamiento (secuencias), que se encuentran establecidos desde el año 2006. Los tratamientos analizados fueron: soja continua (S), soja continua con trigo como cultivo de cobertura otoño-invernal (CC-S) y trigo/soja (T/S) (Tabla 1).

Tabla 1: Características principales de las secuencias de cultivo de este estudio. 

RESULTADOS Y DISCUSIÓN

Los resultados obtenidos para cada secuencia de cultivo analizada respecto a las variables de análisis pueden verse en la Tabla 2. El volumen escurrido para este evento no presentó diferencias significativas entre secuencias. En coincidencia, ^{Sasal et al. (2010}) en un estudio realizado en el mismo sitio, concluyeron que lluvias diarias mayores a 70 mm no muestran diferencias en el coeficiente de escurrimiento para las secuencias de cultivos bajo análisis. Sin embargo, lluvias entre 15 y 70 mm presentaron coeficientes de escurrimiento de diferente magnitud entre secuencias de cultivo.

En promedio, considerando los milímetros precipitados y los escurridos para todas las secuencias analizadas, el porcentaje de escurrimiento para este estudio fue 36,5% (coeficiente de escurrimiento 0,37). Los tres tratamientos analizados tenían un mismo cultivo recientemente implantado cuando ocurrió el evento de lluvia de 72,2 mm. En trabajos previos considerando una escala de tiempo mayor se han caracterizado distintas variables edáficas físicas e hidrológicas asociadas a las secuencias de cultivo bajo análisis (^{Sasal et al., 2010}; ^{Oszust, 2018}). Dichos trabajos concluyen que el tiempo en que cada sucesión de cultivos ocupa el terreno asociado al crecimiento radical resulta más relevante que la cobertura aérea como determinante del escurrimiento superficial. En este sentido, los autores resaltan significativo el índice de ocupación por cultivos (ISI) como variable explicativa de las variaciones en el escurrimiento (ISI=S<CC/S<T/S). Si bien en este evento aislado no hubo diferencias en escurrimiento entre tratamientos, la variable pérdida de suelo fue mayor para el monocultivo de S respecto a las secuencias restantes (Tabla 2).

Tabla 2: Escurrimiento y pérdidas de suelo y herbicidas en secuencias de cultivo. 

Respecto a las pérdidas de herbicidas aplicados asociadas al escurrimiento, no se observaron diferencias entre tratamientos en la pérdida de glifosato y cletodim, sin embargo las concentraciones de AMPA fueron mayores en S que en T/S (Tabla 2). La concentración y cantidad de herbicidas perdidos fue equiparable en las diferentes secuencias y esto puede estar condicionado por la elevada variabilidad que en general presentan los análisis de plaguicidas en estudios ambientales (Caprile et al., 2019; Sasal et al., 2009). Particularmente, para este estudio presentó coeficientes de variación mayores al 50% en los tres compuestos analizados. Sumado a ello, las similitudes en cuanto a la magnitud del escurrimiento entre secuencias de cultivo para este evento de precipitación mayor a 70 mm diario (Sasal et al., 2010), puede explicar que se presenten también pérdidas similares de herbicidas (^{Oszust, 2018}). De esta manera, resulta esperable que sólo se haya encontrado diferencias en el analito AMPA. Éste podría provenir de aplicaciones previas y su presencia en el suelo; variable que sí puede estar determinada por el historial de manejo de cada tratamiento. En cambio, el glifosato y cletodim encontrados en el agua de escurrimiento para este análisis estarían asociados a la aplicación realizada horas antes de la lluvia y a su inmediata escorrentía.

Respecto a los herbicidas aplicados, si bien las tendencias son similares, sólo se observaron diferencias en la pérdida de AMPA (concentración) entre las secuencias, siendo S la que presentó un valor mayor y T/S el menor (Tabla 2). Se resalta aquí que esto puede estar condicionado por la elevada variabilidad que presentan los datos referidos a plaguicidas (Caprile et al., 2019; Sasal et al., 2009), que para este estudio presentó coeficientes de variación mayores al 50% en los tres compuestos analizados. Sumado a ello, las similitudes en cuanto a la magnitud del escurrimiento entre secuencias de cultivo para este tipo de eventos de precipitación (Sasal et al., 2010), puede originar que se presenten también pérdidas similares de herbicidas entre las mismas (^{Oszust, 2018}). De esta manera, resulta esperable que sólo se haya encontrado diferencias en el analito AMPA. Éste podría devenir de aplicaciones previas y su presencia en el suelo; variable que sí puede estar determinada por el historial de manejo de cada tratamiento. En cambio, el glifosato y cletodim encontrados en el agua de escurrimiento para este análisis estarían relacionado a la aplicación realizada para este estudio y a su inmediata escorrentía por fuera de la parcela.

Los análisis de correlación entre las cantidades perdidas de ambos herbicidas, volumen de agua escurrido y sedimentos mostraron coeficientes r para todos los casos mayores a 0,8. Esto resalta la importancia de continuar trabajando en aquellas prácticas que minimizan las pérdidas de agua y de sedimentos de los lotes, de manera de minimizar las pérdidas de moléculas y principios activos asociados a la producción agrícola. Particularmente resulta relevante si se considera que de acuerdo a las características físico-químicas de los plaguicidas y sus metabolitos, estos pueden ir asociados a partículas de suelo.

Las pérdidas de herbicidas por escurrimiento respecto a lo aplicado oscilaron entre 5,3% y 13,5% para glifosato y 2,6 y 5,9% para cletodim, sin diferencias significativas entre secuencias. Caprile et al. (2019) en Pergamino tampoco encontraron diferencias en esta variable para glifosato+AMPA, al comparar una rotación soja-trigo/soja-maíz con el monocultivo de soja, ambos bajo siembra directa.

Previamente, en la misma unidad de estudio de este trabajo y analizando todos los eventos de escurrimiento durante un ciclo completo del cultivo de soja, también se detectó concentraciones de glifosato y AMPA en el agua escurrida. Sin embargo, las concentraciones registradas fueron menores a las del presente trabajo: para el caso de glifosato el valor máximo fue de 12 µg L^-1 y para AMPA 6 µg L^-1. El porcentaje perdido en función de lo aplicado durante todo el ciclo alcanzó valores de 0,05% (Sasal et al., 2009).

^{Sasal et al. (2013}) obtuvieron picos de concentración de glifosato y AMPA (cercanos a 1500 y 400 µg L^-1 respectivamente) en lluvias ocurridas 1 a 3 días después de la aplicación del herbicida, aún con muy poco volumen escurrido (precipitaciones de 30 mm aproximadamente). Coincidentemente, ^{Warnemuende (2007}) también detectó las mayores concentraciones de glifosato en lluvias próximas a la aplicación, con un porcentaje máximo de 7,1% respecto a lo aplicado (1 día después de la aplicación). ^{Screpanti et al. (2005}) cuantificaron los porcentajes de pérdida de glifosato por escurrimiento respecto a lo aplicado y obtuvieron resultados inferiores a los del presente trabajo (0,031% como valor máximo). Sin embargo, en dicho estudio también se resaltó que el valor máximo fue coincidente con una lluvia que sucedió 1 día posterior a la aplicación.

^{Shipitalo et al. (2011}) analizaron las pérdidas de herbicidas según rotaciones y métodos de labranza, encontrando también picos de concentración de glifosato en el agua de escurrimiento en lluvias posteriores a su aplicación y correlaciones significativas (p < 0,0001) entre concentración y días posteriores a la aplicación, las cuales fueron disminuyendo a lo largo del tiempo. En dicho estudio y para el cultivo de maíz, el valor máximo de glifosato encontrado (286 μg L⁻¹) fue coincidente con un escurrimiento producido 1 día después de la aplicación, mientras que para soja fue de 887 μg L⁻¹, también coincidente con una precipitación de pocos milímetros, pero próxima a la aplicación. Los autores sostuvieron que, más importante que el tamaño del evento (mm), es la proximidad del mismo respecto a la aplicación. Esto coincide con lo hallado por ^{Sasal et al. (2013}) y González (2018). Tanto para el cultivo de maíz como soja, el porcentaje de pérdida de glifosato respecto a lo aplicado (valor promedio de todo el periodo de estudio) fue de 0,11%.

En el trabajo de ^{Shipitalo et al. (2011}) detectaron que las concentraciones de AMPA en el agua de escorrentía son proporcionalmente más bajas cuando se observaron altas concentraciones de glifosato poco después de la aplicación. Esto se atribuye a un retraso en su formación a partir de su compuesto original, y estos autores mencionaron la alta correlación entre ambas concentraciones, con coeficientes de correlación de 0,87 y 0,83 para maíz y soja, respectivamente. En el presente estudio el valor de r entre las concentraciones de glifosato y AMPA fue 0,75. Las cantidades perdidas de glifosato y AMPA expresadas en g 100 m² también presentaron una alta correlación (r=0,91) (Figura 2). Esto avala la importancia de evaluar las pérdidas de este metabolito al considerar el impacto sobre la calidad del agua.

Figura 2: Correlación (Pearson) entre cantidades (g) de glifosato y AMPA encontradas en el escurrimiento. 

Las concentraciones de glifosato y cletodim presentes en el agua de escurrimiento presentaron una alta correlación (r=0,98) (Figura 3), dato relevante dado que no se encontraron antecedentes que lo evidencien y que se trata de herbicidas con diferente comportamiento y para este caso diferente dosis de aplicación.

Figura 3: Correlación (Pearson) entre concentraciones (µg L^-1) de glifosato y cletodim encontradas en el escurrimiento. 

No se encontraron estudios similares que evalúen al herbicida cletodim, razón por la cual no es posible establecer comparaciones para este principio activo. Estudios que avancen en este sentido son de suma importancia teniendo en cuenta el crecimiento registrado en su uso. Para la región noroeste de la provincia de Buenos Aires, un trabajo reciente realizado (^{Principiano, 2018}) muestra que en el período abril 2017- abril 2018 dicho herbicida ocupó el 2° lugar considerado la superficie aplicada, con un 11,07% (luego de glifosato con 26,3%). Sin embargo, no se cuenta con datos para la provincia de Entre Ríos.

CONCLUSIONES

Los resultados obtenidos muestran por un lado el efecto positivo de incluir al trigo en la secuencia como cultivo para cosecha o como cobertura sobre las pérdidas de suelo vía escurrimiento superficial en comparación con el monocultivo de soja. También, la reducción en la pérdida de AMPA (concentración) vía escurrimiento superficial de la secuencia trigo/soja respecto al monocultivo de soja para este evento de precipitación analizado. Sin embargo, el resultado más destacable es la importancia de considerar las condiciones meteorológicas no sólo durante la aplicación sino en horas posteriores para reducir el riesgo de aportes difusos de agroquímicos desde lotes agrícolas hacia cuerpos de agua.

Dada la alta correlación entre las pérdidas de ambos herbicidas y suelo y agua por escurrimiento, se resalta la importancia de minimizar el escurrimiento superficial de los sistemas agrícolas con el objetivo de disminuir la cantidad de sedimentos y agua con moléculas de los insumos utilizados en la producción agropecuaria fuera del lote y hacia los cuerpos de agua. Para ello, es necesario considerar como variable esencial a las condiciones climáticas, durante la aplicación y en horas posteriores. También, considerar prácticas de conservación adicionales que reduzcan el escurrimiento y la pérdida de suelo como terrazas o que protejan cursos de agua como franjas buffer. Este enfoque requiere considerar de manera integral al sistema, y establece la necesidad de generar cambios en la toma de decisiones sobre las aplicaciones de plaguicidas en la producción agropecuaria.