Patricia Fabiana Carfagno¹*; Maximiliano Eiza²; Daiana Sainz^1,3; Filipe Behrends Kraemer^3,4; Celio I. Chagas³.

¹Instituto de Suelos. INTA Castelar

²Unidad Integrada EEA INTA Balcarce-Facultad de Ciencias Agrarias UNMdP

³FAUBA, Cátedra de Manejo y Conservación de Suelos

⁴CONICET

* Autor de contacto: carfagno.patricia@inta.gob.ar

Argentina ha transitado un proceso de agriculturización que produjo la expansión de la frontera agropecuaria.  Se incorporaron tierras al cultivo intensivo de granos y al monocultivo de soja, a expensas de bosque natural (desmonte), o tierras bajo uso ganadero y pastizal natural. Un reciente estudio estimó que 23 % del país está afectado por erosión hídrica (EH) (64,6 millones de hectáreas). Según estimaciones realizadas en 1998 la superficie afectada por EH era de 25 millones de hectáreas. Por ello, resulta necesario cuantificar las pérdidas de suelo en diferentes regiones mediante mediciones en red de parcelas de escurrimiento a campo. En el Instituto de Suelos (CIRN INTA) se desarrollaron parcelas móviles de escurrimiento construidas con chapas de zinc, de 60 m² de superficie de captación (15 m de largo y 4 m de ancho) (Figura 1). Se deben instalar a favor de la pendiente, conduciendo los escurrimientos a través de dos cajas estabilizadoras que recogen la centésima parte del escurrido total en el tanque receptor (1/100). Los escurrimientos que no son colectados se conducen fuera del sistema mediante derivadores (Figura 2). Entre parcelas debe haber una franja de protección para evitar que el agua infiltrada en cada parcela afecte a la aledaña. Luego de cada evento de precipitación se debe medir la lluvia con un pluviómetro y cuantificar el volumen total de escurrimiento recolectado dentro del tanque colector. Para determinar cantidad de sedimentos transportados, se recoge una alícuota de 2 litros, previo homogeneizado del contenido del tanque. En el laboratorio, la muestra es filtrada a través de un papel de filtro cualitativo con ayuda de una bomba de vacío. Las muestras se secan en estufa a 60ºC y luego se pesan. Para poder relacionar correctamente la cantidad de sedimentos recolectados, con la lluvia correspondiente y con la superficie de la parcela de origen, se debe tener en cuenta la doble reducción del flujo antes mencionado. Las relaciones entre la lámina escurrida (mm) y las precipitaciones (mm) obtenidas en diversos ensayos, manifestaron una alta correlación positiva (r = 0,86). Cabe destacar que ésta incluye a aquellos eventos de PP que no generaron escurrimiento. En este sentido el modelo no se vio afectado (P<0,001) cuando se utilizó únicamente las precipitaciones que generaron escurrimiento (modelo reducido; r = 0,84). Por otro lado, el modelo permite deducir el valor de precipitaciones a partir del cual se comienzan a generar escurrimientos para una situación determinada. Para la correlación del modelo reducido, el cual no contempla valores nulos de escurrimiento y responde a un comportamiento lineal, se estimó un umbral de escurrimiento de 15,4 mm. Esta información es relevante ya que este valor identifica cuanto debería llover para que haya probabilidad de erosión hídrica bajo las condiciones analizadas. Durante el primer año de ensayo con parcelas de escurrimiento, se obtuvo una pérdida de suelo de 1,123 Tn ha^-1año^-1 (tasa de erosión leve o ligera). Hay que considerar que estos valores corresponden a suelos bien estructurados, con historia de pastizal natural, sin presencia de erosión en surcos. Otros autores han encontrado que en suelo desnudo las pérdidas fueron de 7,1 Tn ha^-1año^-1, mientras que en siembra directa con 100% de cobertura se registraron 0,24 Tn ha^-1año^-1 y en labranza convencional 2,9 Tn ha^-1año^-1. En base a la experiencia presentada, las parcelas móviles desarrolladas resultan apropiadas para llevar a cabo estudios de escurrimientos y pérdida de suelo por erosión hídrica a campo ya que permiten realizar las mediciones in situ y ante condiciones de lluvia natural. Por su bajo costo y sencilla instalación, resultan de factible adopción, lo que permitirá conformar una red de ensayos a lo largo del territorio.

Figura 1. Correlaciones entre la lámina escurrida y precipitaciones (PP) registradas. Los símbolos llenos sumados a los vacíos representan al modelo completo con todas las lluvias y escurrimientos. Los símbolos llenos representan al modelo reducido con escurrimientos mayores a 0,5 mm.

Figura 2. Detalle del sistema recolector de escurrimientos y derivadores de excedentes, de parcelas de escurrimiento ubicadas en el campo experimental de INTA Castelar.

Figura 3. Vista aérea de parcelas de escurrimiento ubicadas en un establecimiento de Arrecifes, provincia de Buenos Aires.

Trabajo original:

Carfagno, P; MJ Eiza; D Sainz; F Behrends Kraemer y C Chagas. 2018. Estandarización de parcelas móviles de escurrimiento para estimación de pérdida de suelo por erosión hídrica. Ciencia del Suelo. 36:(2) 14-20.

ORIGEN, ACUMULACIÓN EN EL AGUA Y RIESGO PARA CONSUMO HUMANO

María del Carmen Blanco¹*, Nilda Mabel Amiotti^{1, 2}, Martín Eduardo Espósito¹

1Depto. de Agronomía, Universidad Nacional del Sur, Bahía Blanca, Argentina

2CERZOS-CONICET

 *Autor de contacto: mcblanco@criba.edu.ar

El hidroarsenicismo es una enfermedad ambiental crónica asociada al consumo de aguas contaminadas con niveles elevados de arsénico (As). Esta enfermedad afecta a unos 20 países, entre los que se encuentra Argentina, donde la población sin acceso al agua potable de red consume agua contaminada con altas concentraciones de As por largos períodos (Figura 1), situación que puede convertirse en un problema social y de salud pública. La Organización Mundial de la Salud (OMS) sugiere un máximo de As aceptable de 0,01 mg L^-1 en el agua de bebida humana y el Código Alimentario Argentino (CAA) propone, hasta la finalización de estudios epidemiológicos, un valor guía de 0,05 mg L^-1 de As. La contaminación natural por arsénico en la llanura Pampeana (Figura 1), de gran magnitud y poco conocida a nivel internacional, está vinculada a la presencia de una secuencia de materiales sólidos, de origen eólico, conocidos como sedimentos loéssicos, los que alojan aguas subterráneas fácilmente explotables en zonas rurales y periurbanas. Este problema se extiende hasta las áreas del sudoeste pampeano donde, frecuentemente, las aguas subterráneas que contienen elevado arsénico también tienen  flúor (F) en exceso. Por esta razón, a raíz de la coexistencia de arsénico y de flúor en niveles tóxicos, el hidroarsenicismo y la fluorosis son patologías vinculadas al agua que suelen estar asociadas. No obstante, no se han identificado aquí casos de hidroarsenicismo crónico regional endémico (HACRE) aunque, en algunos pacientes de la zona hortícola de Gral. Cerri, se detectó As en orina (Dr. Carignano, com. personal). En trabajos antecedentes, el riesgo potencial derivado del uso de aguas arsenotóxicas se interpretó a partir de: i- mapas  de isoconcentraciones, los que muestran curvas que unen puntos con similar concentración de As y,  ii- mapas de riesgo, derivados de los anteriores, confeccionados contrastando las concentraciones halladas con los valores de referencia (OMS; CAA). En esta investigación, este riesgo se evaluó siguiendo la metodología propuesta por USEPA (1992) considerando la exposición de los pobladores rurales de la región de Bahía Blanca a concentraciones de As >0,05 mg L^-1 en el agua subterránea.  Se analizaron las propiedades químicas del agua superficial y subterránea en las cuencas de los ríos Sauce Grande, Sauce Chico y Napostá Grande. Además, se cuantificó As y otros elementos asociados en sedimentos loéssicos y en suelos desarrollados a partir de estos materiales originarios, los que son fuente de provisión de As a los cursos superficiales y a los acuíferos.

La zona investigada corresponde a una planicie del sudoeste pampeano, modelada por procesos erosivos y de depositación de sedimentos vinculados a condiciones climáticas diferentes de las actuales en el área de estudio, los que han ejercido influencia en la evolución de las cuencas de los ríos y en sus caudales. Los sistemas hidrológicos del sur pampeano responden a una pronunciada estacionalidad y erraticidad de las precipitaciones, las que influyen en la variabilidad de las concentraciones de As y otros elementos contaminantes (boro, flúor, vanadio),  registrándose los valores más elevados durante la estación seca.

Los niveles portadores de aguas subterráneas más cercanos a la superficie (acuífero freático) se alojan en una espesa secuencia de sedimentos loéssicos, de origen eólico (Formación Pampeano), en la que se intercalan capas de distintas texturas y horizontes con carbonato  de calcio sin cementar (Ck y Ck cálcicos) y cementados (Ckm petrocálcicos). En la zona de infiltración del agua de lluvia (zona no saturada del acuífero), los materiales originarios de los suelos de las planicies son loess eólico. En los valles de los ríos, los materiales que dan origen a los suelos asociados a las terrazas y a las llanuras de inundación son sedimentos loess derivados depositados a raíz del aluvionamiento periódico. En ambos materiales sedimentarios se hallaron  entre 6,4 mg kg^-1 y 29 mg kg^-1 de As en su fracción 50-2000 μm. Estos valores no indican contaminación natural o antrópica. En las planicies estabilizadas de la región de Bahía Blanca (Figura 2), los sedimentos loéssicos tuvieron un contenido de As en un rango entre 14,1 mg kg^-1 y  22 mg kg^-1 registrando una marcada variabilidad  desde la superficie hasta los 2 m de profundidad atribuida a la evolución de los procesos formadores de suelos. Hasta los 4 m, el decrecimiento detectado entre 9,8 ppm y 10,4 ppm resulta heredado del patrón sedimentario. En la zona saturada (capa freática: profundidad media, 16,7 m), entre los 16 m y 42 m, la variabilidad respondería al mayor tiempo de contacto del agua con la fase sólida.

Los suelos aluviales de la cuenca inferior del Sauce Chico, de texturas moderadamente finas predominantes, tuvieron entre 7,2 mg kg^-1 y 14,5 mg kg^-1 de As total. Estudios antecedentes informan la existencia de As en la fracción arena (4,3 a 7,8 ppm) y en la fracción arcilla (8,9 a 20,6 ppm), en coexistencia con hierro (Fe), bario (Ba), zinc (Zn), cromo (Cr), cobalto (Co), bromo (Br), rubidio (Rb) y níquel (Ni). Esta partición en distintas fracciones granulométricas incide en su incorporación al agua mediante reacciones de destrucción de los constituyentes minerales gruesos (hidrólisis, disolución, óxido-reducción) y de reacciones superficiales en la fracción fina (adsorción-desorción y competencia por sitios de retención), así como en su  acumulación en la fase soluble controlada por las propiedades químicas locales (pH: 7,5-8,4, Oxígeno disuelto (DO): 8,7-14 mg L^-1, Conductividad eléctrica (CE): 0,08-2,25 dS m^-1).

En las cuencas estudiadas, las aguas freáticas tienen buena provisión de oxígeno disuelto, predominio de bicarbonato, sulfato y sodio, son altamente salinas (0,70 – 2,70 dS m^-1) y moderada a fuertemente alcalinas (pH: 7,9 – 8,3). Las nacientes y la zona de recarga ofrecen agua de buena calidad y no contienen As.  Los excesos de As (OMS: >0,01mg L^-1; CAA: >0,05 mg L^-1) se inician en los tramos medios con mayores concentraciones hacia la desembocadura del flujo superficial (As: 0,05 – 0,10 mg L^-1) y la descarga del acuífero freático (As: 0,10 – 0, 20 mg L^-1) (Tabla 1).  

En nuestro país, estudios previos demostraron la posibilidad de desarrollar efectos tóxicos y algún tipo de cáncer atribuibles a la exposición prolongada al elevado As en el agua freática. En los tramos inferiores de las cuencas aquí estudiadas, se excedió la unidad de riesgo (USEPA, 10 ^{– 5}) en la mayoría de los casos (Sauce Grande: 3,75. 10^-4; Sauce Chico: 1,09. 10^-3; Napostá Grande: 1,92.10^-4), a excepción del río Sauce Chico y solo durante la estación lluviosa. Estos resultados indican que la utilización como bebida humana de aguas freáticas con alto As expone a la población a un alto riesgo carcinogénico. Asimismo, refuerzan la necesidad de evaluar la calidad del agua respecto de la arsenotoxicidad considerando tanto su aptitud para uso humano como su aplicación en proyectos de producción animal e irrigación a raíz de su posterior transferencia a los alimentos.

Fig. 1.  Zonas con elevadas concentraciones de As en las aguas subterráneas de Argentina (Estudio Multicéntrico – CONAPRIS).

Tabla 1. pH, conductividad eléctrica (CE), concentraciones de arsénico (As), flúor (F) y boro (B) en el agua subterránea

                        ND: no detectado

Fig. 2. Distribución vertical del contenido total de As (mg kg ^{– 1}) hasta los 42 m de profundidad en una secuencia de sedimentos loéssicos de la planicie estabilizada de la región de Bahía Blanca. Profundidad media a la capa freática: 16,7 m (Mín: 1,2 m, Max: 55,8 m)  

Trabajo Completo:

Blanco, MC; NM Amiotti & ME Espósito. 2018. Arsénico en suelos y sedimentos del sudoeste pampeano: Origen, acumulación en el agua y riesgo para consumo humano. Ciencia del Suelo. 36:182-195.

Pablo E. Azich¹; Silvina B. Restovich^2*; Sebastián Vangeli^3,4; Gabriela Posse³; Jonatan N. Camarasa

^1,2; María J. Dalpiaz²

¹Facultad de Ciencias Agrarias, Universidad Nacional de Buenos Aires Norte;

²Estación Experimental Agropecuaria Pergamino, INTA (Instituto Nacional de Tecnología Agropecuaria). Ruta 32 km 4.5, 2700 Pergamino, Buenos Aires, Argentina.

³INTA, Instituto de Clima y Agua. CIRN, CNIA, INTA Castelar;

⁴ Universidad de Buenos Aires, Facultad de Agronomía, Cátedra de Manejo y Conservación de Suelos. *Autor de contacto: restovich.silvina@inta.gob.ar

A nivel mundial, los sistemas agrícolas se enfrentan a muchos desafíos. Uno de ellos es aumentar la producción de alimentos reduciendo los efectos nocivos sobre el medio ambiente mitigando el cambio climático a través de prácticas sustentables. Una de las prácticas que actualmente está tomando importancia por los servicios que ofrece a los sistemas agrícolas es el uso de cultivos de cobertura (CC). La incorporación de CC en rotaciones agrícolas podría ser una opción viable para incrementar la estabilidad ecológica y resiliencia de los agroecosistemas, contribuyendo a una mayor productividad. Entre las opciones disponibles, está el uso de leguminosas que aportan N extra proveniente de la fijación biológica y, en combinación con gramíneas, disminuye las pérdidas de N por lixiviación, recicla nutrientes dentro del sistema y mejora el funcionamiento edáfico. Sin embargo, cómo su uso afecta las emisiones de gases de efecto invernadero todavía es incierto. En este trabajo evaluamos el impacto de la utilización de una leguminosa como CC combinado con una gramínea sobre las emisiones de N₂O como antecesoras de maíz bajo siembra directa. Para ello se utilizó un ensayo de larga duración ubicado en la EEA Pergamino. Se seleccionaron los tratamientos con: avena-vicia y maíz fertilizado con N, avena-vicia y maíz no fertilizado con N y testigo (sin CC) con maíz fertilizado. La fertilización del maíz es de 32 kg N ha^-1 entre V₄ y V₅. Se midió la emisión de óxido nitroso (N₂O) a través de cámaras estáticas con ventilación después de la siembra de maíz (2 momentos) y luego de la fertilización nitrogenada del maíz (3 momentos). También se midió temperatura y humedad adyacentes a cada cámara y el contenido de nitratos y amonio en cada parcela.

Nuestros resultados mostraron, que se registraron mayores emisiones de N₂O luego de la siembra de maíz que luego de su fertilización en V₅ (Figura 1). Niveles más altos de humedad en etapas tempranas del cultivo tendieron a aumentar las pérdidas por desnitrificación. Así, se observó una alta correlación positiva entre el N₂O y los poros llenos de agua, indicando la influencia del contenido de agua en las primeras etapas fenológicas de maíz. La emisión de N₂O no correlacionó con el contenido de nitrato, pero sí con el amonio. Después de la siembra de maíz y una lluvia se registró la mayor diferencia de N₂O en las parcelas con avena-vicia con respecto al control (799 vs 84 μg / m²). Durante todo el periodo evaluado, se observó que el suelo con la secuencia avena-vicia como antecesor de maíz, independientemente de la fertilización, emitió más N₂O que el control (218 vs 48 μg / m²). La presencia de la leguminosa incorpora N extra al sistema e incrementa la cantidad de nitratos susceptibles a desnitrificarse. Luego de 10 años de incluir avena-vicia en la secuencia soja-maíz, se generaron incrementos >20% en carbono y nitrógeno orgánico del suelo en comparación con el testigo, indicando que la presencia de leguminosa como CC aporta N al sistema que, si bien puede favorecer pérdidas a la atmósfera, también contribuye a su mitigación a través del secuestro de C y N en el suelo. Por lo tanto, las prácticas agronómicas que incluyan mezclas de leguminosas y gramíneas como cobertura, podrían tener un efecto limitado sobre el impacto de las emisiones de N₂O teniendo en cuenta que su adopción puede considerarse en función de otros beneficios como el aumento de las reservas de materia orgánica del suelo mitigando el cambio climático y otros servicios ecosistémicos.

Figura 1 Emisiones de N₂O después de la siembra de maíz y luego de la fertilización nitrogenada.

Agradecimientos: INTA, PNNAT 1128023: Emisiones de gases con efecto invernadero y  Proyecto de promoción científica Exp. 2343/2017: Impacto del uso de cultivos de invierno con leguminosas sobre las emisiones de GEIs, UNNOBA.

Trabajo Completo:

Azich, PE; SB Restovich; S Vangeli; G Posse; J Camarasa; MJ Dalpiaz. 2018. Efecto de la mezcla de cultivos de cobertura sobre las emisiones de N₂O en sistemas agrícolas. En: Actas del XXVI Congreso Argentino de la Ciencia del Suelo. San Miguel de Tucumán 15 al 18 de mayo de 2018. Pág. 1557-1558.