ARTÍCULO CIENTÍFICO
Cálculo de la carga fluvial de
plaguicidas en el río Pisque (Ecuador) entre junio de 2018 y mayo de 2019
Fluvial loads of pesticides in the Pisque river (Ecuador) between June 2018 and May 2019
Renato Sánchez Proaño rsanchezp@ups.edu.ec
Universidad Politécnica Salesiana del Ecuador sede Quito.
Grupo de Investigación en Ecología y Gestión de los Recursos Naturales
(GIERENA). Av. Morán Valverde y Rumichaca s/n, Quito, Ecuador.
http://orcid.org/0000-0002-5015-7570
Carlos Cerón Pánchig
Carrera de Ingeniería Ambiental, Universidad Politécnica
Salesiana. Código Postal 170517, Quito, Ecuador.
http://orcid.org/0000-0003-3968-3681
Karla Landeta Jibaja
Carrera de Ingeniería Ambiental, Universidad Politécnica
Salesiana. Código Postal 170517, Quito, Ecuador.
http://orcid.org/0000-0002-5996-7481
Cálculo de la carga fluvial de plaguicidas en el río Pisque
(Ecuador) entre junio de 2018 y mayo de 20197
La Granja. Revista de Ciencias de la Vida, vol. 38, núm. 2,
pp. 96-105, 2023
Universidad
Politécnica Salesiana
2023.Universidad
Politécnica Salesiana
Esta obra está bajo una Licencia Creative Commons Atribución-NoComercial-CompartirIgual 4.0 Internacional.
Recibido: 06-09-2021
Aceptado: 28-04-2022
Publicado: 01-09-2023
DOI: http://doi.org/10.17163/lgr.n38.2023.07
Resumen
La cuenca del río
Pisque en el Ecuador tiene alta presencia de industria florícola, desarrollándose
aquí un estudio cuyo objetivo es la estimación de la magnitud de las pérdidas
de plaguicidas que ingresan al agua fluvial por fuentes como escorrentía
superficial, contacto con el suelo, permeado de una escorrentía previa o por
infiltración, y que pueden ser medidas en el cauce final del río Pisque antes
de su desembocadura. Para conocer los pesticidas utilizados se han realizado
encuestas a los productores florícolas. Las mediciones se realizaron en los
ríos Granobles y Guachalá,
afluentes del río Pisque, y en dos puntos separados en el mismo río Pisque, uno
inmediatamente después de la conjunción entre los dos afluentes y un punto
antes de su desembocadura al siguiente río. Los aforos de caudal fueron
mensuales desde junio 2018 hasta mayo 2019; cómo método de muestreo se usaron
dispositivos pasivos SPMD y POCIS durante los tres meses secos, de junio
a agosto de 2018. Para obtener las tasas de retención de los dispositivos
pasivos se realizó una calibración con los plaguicidas en laboratorio mediante
un canal hidrodinámico. De las encuestas se identificaron 24 ingredientes
activos principales, en su mayoría compuestos con toxicidades Tipo III y Tipo
IV. Según los resultados del modelo, la carga fluvial de pesticidas en aguas
superficiales fue de 2982,24 Kg entre los meses de junio de 2018 a mayo de
2019, existiendo degradación ambiental de varios compuestos a lo largo del
tramo del río.
Palabras clave: Floricultura, muestreadores pasivos
SPMD y POCIS, degradación ambiental de pesticidas.
Abstract
The Pisque river basin in Ecuador has a high
presence of the floricultural industry, hence the aim of the research is to
estimate the losses of pesticides that enter the river water through sources
such as surface runoff, contact with the ground, permeate of a previous runoff
or by infiltration, and that can be measured in the final channel of the Pisque river before its mouth. In order to know the
pesticides used, surveys have been carried out with flower producers. The
measurements were made in the Granobles and Guachalá rivers, the two tributaries of the Pisque river; and at two separate points on the same river Pisque, one immediately after the conjunction between the
two tributaries and a point before their mouth to the next river. The flow
gauges were monthly from June 2018 to May 2019. As a sampling method, SPMD and
POCIS passive devices were used during the three dry months, from June to
August 2018. To obtain the retention rates of the passive devices, a
calibration with the pesticides was carried out in the laboratory through a
hydrodynamic channel. Twenty-four main active ingredients were identified from
the surveys, mostly compounds with Type III and Type IV toxicities. According
to the results of the model, the fluvial load of pesticides in surface waters
was 2,982.24 Kg between the months of June 2018 to May 2019, with environmental
degradation of various compounds along the stretch of the river.
Keywords: Floriculture, passive SPMD and POCIS samplers,
environmental degradation of pesticides.
Forma sugerida de citar: Sánchez Proaño, R.,
Cerón Pánchig, C. y Landeta
Jibaja, K. (2023). Cálculo de la carga fluvial de
plaguicidas en el río Pisque (Ecuador) entre junio de 2018 y mayo de 2019. La
Granja: Revista de Ciencias de la Vida. Vol. 38(2):96-105. http://doi.org/10.17163/lgr.n38.2023.07.
1 Introducción
Los plaguicidas se
aplican casi universalmente en terrenos de cultivos agrícolas, parcelas y en la
industria florícola, centrándose el presente estudio en esta actividad
económica, ya que es una de las principales actividades económicas dentro de la
cuenca del río Pisque.
La cuenca del río
Pisque es un valle en el cual se encuentran dos ciudades principales, Cayambe y
Tabacundo, las cuales sumaron una población de 152 153 habitantes para el año
2018 (GAD Municipal de Pedro Moncayo, 2018; GADIP Cayambe, 2020), además de
contar con 3 201,73 hectáreas de flores cultivadas en invernadero para el año
2017 (Cachipuendo, 2018). Se encuentra ubicada en la
provincia de Pichincha y sus aguas desembocan en el río Guayllabamba, que
posteriormente desemboca en el río Esmeraldas y en el océano Pacífico. Los
invernaderos dedicados a la producción florícola acentuados entre las ciudades
de Cayambe y Tabacundo se pueden apreciar en la ortofoto de la Figura 1.
En la cuenca, los
cultivos florícolas para los años ochenta ocupaban 25 hectáreas (Bravo y
Flores, 2006), e incrementaron a mediados de los años 90 debido a factores económicos
como la eliminación de los aranceles para la exportación a Estados Unidos
(Corrales, 2016) y a factores ambientales, como la gran iluminación solar que
ocurre a los 2800 y 2900 msnm, las temperaturas estables durante todo el año
(Bravo y Flores, 2006), y la cercanía a los puertos aéreos; este incremento de
la producción florícola conllevó consecuentemente al incremento del uso de
plaguicidas.
Figura
1. Área ocupada por florícolas entre las ciudades de Cayambe y
Tabacundo en el año 2018.
Se estima que menos
del 0,1% de los pesticidas aplicados a los cultivos alcanzan su objetivo,
mientras que el resto terminan contaminando el aire, el suelo y el agua (Arias
y col., 2008). Mucha de esta liberación de pesticidas se transporta al agua,
afectando su calidad y salud humana. Entre las afectaciones al agua se tiene el
incremento de la toxicidad, del carbón orgánico no biodegradable, de la
conductividad eléctrica, y de la materia sólida (Calamari
y Barg, 1993); mientras que las principales
afectaciones a la salud humana son daños al sistema nervioso, alteraciones
hormonales, cáncer, daños al sistema inmunológico, daños reproductivos, entre
otros (Badr, 2020). Por esta razón es necesario el
monitoreo de pesticidas, lo cual generalmente se realiza mediante muestreos
activos y únicamente de Compuestos Orgánicos Persistentes (COP) (Alvarez y col., 2014; Miège y
col., 2012). Por lo cual, se propone para el presente trabajo un muestreo de
los químicos más usados en la industria florícola para evaluar su permanencia,
y registrar descargas continuas mediante técnicas de muestreo pasivo, evitando
descargas puntuales (Alvarez y col., 2007).
Para el muestreo de
los plaguicidas se usó una técnica útil en la evaluación de los compuestos
orgánicos en cuerpos de agua naturales, como son los métodos de muestreo pasivo
(Narváez, López y Molina, 2013). Estos pueden permanecer en el agua por
periodos acumulados de tiempo de forma pasiva adsorbiendo los contaminantes por
procesos de difusión y partición (Vrana y col.,
2005). El uso de un muestreador pasivo para monitorear contaminantes en el
medio acuático es más simple y práctico que la medición de plaguicidas
bioacumulados en organismos vivos (Alvarez y col.,
2004; Vrana y col., 2005; Fedorova
y col., 2014; Kot, Zabiegała
y Namie´snik, 2000). Sin embargo, su uso en el campo
ambiental requiere de una calibración de laboratorio previa para determinar el
valor de la tasa de muestreo del compuesto específico (Morin y col., 2012),
obteniéndose como resultado final el arrastre o carga fluvial que tiene cada
químico en un flujo de agua superficial.
2 Materiales
y Métodos
En esta sección se
explicarán los protocolos que se usaron para la medición del caudal, el
muestreo pasivo de aguas, los análisis de laboratorio y la calibración de los
dispositivos de muestreo. Para esto, primero se definieron los plaguicidas que
se evaluarán mediante una encuesta a 20 productores florícolas.
Para los aforos se
buscó en cada río una pequeña sección donde el agua fluya continua y unidireccionalmente,
sin la interrupción de rocas u obstáculos para realizar la medición del área
transversal del cuerpo de agua mediante una batimetría (Swanson, Brownawell y O’Connell, 2009), y
para la medición de la velocidad se usó un micromolinete
marca Simtech, modelo FP111. Este procedimiento se
realizó un día al mes, cada mes durante un año, iniciándose en junio de 2018.
Hubo tres puntos de aforo, uno en el río Granobles,
otro en el río Pisque (punto 1) después de la unión con el río Guachalá y un último en el río Pisque (punto 2) antes de
aportar su caudal al río Guayllabamba. Para el cálculo del caudal del río Guachalá se procedió a restar el caudal del río Granobles del caudal del río Pisque (punto 1), ya que como
se observa en la Figura 2, no se encuentran aportes importantes dentro del
tramo estudiado.
Para la medición de
plaguicidas polares se usaron dispositivos SPMD (Semipermeable Membrane Devices/Dispositivos de
membrana semipermeable) y para no polares POCIS (Polar Organic
Chemical Integrative Sampler/Muestreador integrador
de compuestos orgánicos polares). La diferencia de potenciales químicos del
analito entre los medios líquido y sólido de los muestreadores hacen que estos
dos lleguen al equilibrio en el tiempo en el que se realiza el análisis, obteniendo
como resultado en el muestreador pasivo la concentración media de analito que
se encontraba en el cuerpo de agua (Górecki y Namie´snik, 2002). Para el cálculo de la masa del analito
acumulado respecto a la concentración en el agua se usó la Ecuación 1 propuesta
por Vrana y col. (2005).
Donde Ms(t)
es la masa del analito acumulada en el muestreador luego del tiempo de
exposición. Rs es la
constante de proporcionalidad, Cw
es la concentración de analito en el ambiente acuoso, y t corresponde al
tiempo de exposición. Los dispositivos usados son los distribuidos por la
empresa “ESTLab” ubicada en St. Joseph, Missouri,
Estados Unidos. Los dispositivos POCIS son del modelo “Oasis HLB rectangular” y
los dispositivos SPMD son del modelo “99% purity 15cm
with loops”. Ambas
membranas fueron sujetadas por una estructura de metal y colocadas dentro de
una carcasa plástica de tubo PVC (Figura 3).
Figura
2. Zona de muestreo y puntos de aforo en la conjunción de los
ríos Granobles y Guachalá
para formar el Pisque.
Hubo cuatro puntos de
muestreo pasivo, tres ubicados en los sitios en que se realizaron los aforos de
caudal, y un cuarto en el río Guachalá. Se realizaron
dos puntos de muestreo en el mismo río Pisque con el fin de conocer que
químicos permanecen en el agua y qué químicos se degradan. Se colocaron un
muestreador SPMD y un POCIS en cada uno de los cuatro puntos de muestreo con
una permanencia de 28 días en el agua en cada mes, durante los tres meses
secos, que en la zona corresponden de junio a agosto. El objetivo de realizar
el muestreo en los meses secos es detectar concentraciones más bajas de
plaguicidas, lo cual se dificulta si existen diluciones de concentración debido
a precipitaciones.
Para el análisis de
pesticidas se realizó un procedimiento de extracción conocido como diálisis, en
el cual se separan los analitos de las membranas con métodos distintos para los
SPMD y los POCIS, según señala el procedimiento propuesto por Narváez, López y
Molina (2013). Con esto se procedió a utilizar la técnica de preparación de la
muestra para medición recomendada por Aguilar (1998) y López-Roldán, Alda y
Barceló (2004) y Rodrigues y col. (2007), entre
otros. La medición se realizó por el método de Cromatografía líquida de alta
eficiencia o High Performance Liquid Chromatography (HPLC). Para esto se consideraron las
técnicas para pesticidas desarrolladas por Kiso y
col. (1996) y Hernández y col. (2001) y Ferrer y Thurman
(2007), entre otros. Estas técnicas se aplicaron tanto en la fase normal de los
compuestos polares, para lo cual se utiliza una fase estacionaria polar, y una
fase móvil no polar; como también para compuestos no polares en las cuales la
fase estacionaria es no polar y la fase móvil polar.
Figura
3. Muestreadores pasivos colocados en los cuerpos de agua.
Para la medición se
utilizó un equipo de HPLC marca Waters, los modelos de sus componentes son 1525
de la bomba binaria, 2998 del detector de matriz de fotodiodos y el software Empower 3 desarrollado por la misma marca. Como columna se
usó una C18 marca Restek con código 9534565.
Según Huckins y col. (1999) y Luellen y
Shea (2002) y Murdock y col. (2001), la calibración
de la cinética de intercambio en el muestreo pasivo se puede realizar en el
laboratorio. El método experimental es el más conveniente para conocer los
coeficientes de transferencia, ya que la velocidad de transferencia depende de
varios factores hidrodinámicos como turbulencia, propiedades ambientales, forma
y permeabilidad de la carcasa, entre otros, los cuales se simplifican en un
solo factor (Yabuki y col., 2016). Experimentalmente
la obtención de este único factor en el laboratorio se realizó en un canal
hidrodinámico marca Armfield modelo S16-11-b; con la
degradación de los plaguicidas en el mismo canal se obtuvieron los valores de
degradación de cada analito. En el canal hidrodinámico se colocaron los
ingredientes a analizar en una concentración de 1 ppm mediante productos comerciales;
se verificó la concentración inicial y se colocaron tres dispositivos SPMD y
tres dispositivos POCIS retirándose y analizándose un par cada tres días. Por
último, para la cuantificación de los agrotóxicos en los cuerpos de agua se
usan las constantes de proporcionalidad de laboratorio corregidas mediante los
datos obtenidos desde los dispositivos SPMD y los POCIS de campo, obteniéndose
una concentración de plaguicida media en el agua por cada mes, la cual al
multiplicarse por el caudal del mismo mes da como resultado el valor de la
carga del pesticida en el cuerpo hídrico en movimiento en magnitudes de masa
sobre tiempo.
3 Resultados
Los resultados en
medidas de caudal en metros cúbicos por segundo (m3/s) de los
aforos para cada mes se muestran en la Tabla 1, con una medición realizada en
el río Granobles y dos en el río Pisque, en dos
puntos distintos. Para el caso del río Guachará, el valor de caudal corresponde
al cálculo matemático explicado anteriormente.
Con las encuestas
realizadas a los productores florícolas se pudo comprobar el uso en mayor
cantidad de 24 plaguicidas, los cuales se presentan en la Tabla 2. En ninguno
de estos ingredientes se encontró una toxicidad del Tipo I o compuestos clasificado
como COP; de los encontrados tres son de toxicidad Tipo II, 13 de Tipo III y 9
de Tipo IV. Sin embargo, se decidió incrementar la medición del DDT 4,4’ con el
fin de comprobar la permanencia de este químico en el suelo que presenta
contacto con el agua y que posiblemente fue usado en décadas anteriores.
Tabla
1. Resultados de aforos realizados en los ríos en (m3/s)
Con estos plaguicidas,
se procedió a la calibración de los muestreadores pasivos SPMD y POCIS los
cuales se presentan en la Tabla 2, el tipo de dispositivo de muestreo usado
para su análisis según la polaridad del ingrediente, las concentraciones
temporales medidas directamente en el agua luego de realizarse una mezcla del
químico, y las mediciones obtenidas desde los dispositivos pasivos a los 3, 6 y
9 días.
De los valores
anteriores se obtuvieron las constantes de proporcionalidad con estas tasas, y
los caudales mensuales se obtuvieron las cargas fluviales de plaguicidas
transportadas al año en los cuatro puntos de medición, los cuales se presentan
en la Tabla 3.
Tabla
2. Plaguicidas medidos, dispositivos usados para esta medición
y concentraciones obtenidas al tiempo 0, 3, 6 y 9 días.
4 Conclusiones
y Discusión
De los 25 agrotóxicos
medidos, todos fueron detectados por los dispositivos SPMD y POCIS a excepción
del Ciproconazol. De estos, el Tiabendazol
ya fue previamente detectado en la cuenca mediante un muestreo compuesto
directo en el río Granobles en el estudio realizado
por Breilh y col. (2009), por lo que 24 químicos no
se han caracterizado antes en la cuenca debido a su producción comercial menor
a diez años (Securities and Exchange Commission, 2017).
En el río Granobles el químico con mayor concentración fue el
acaricida Hexythiazox con una cantidad descargada de
1,2 T/año, otros con alta concentración fueron el acaricida Clofentezine
y el fungicida-bactericida Kasugamicin con
concentraciones mayores a media tonelada al año. En el río Guachalá
el químico con mayor concentración fue el acaricida Hexythiazox
con una descarga medida de 5,5 T/año, mientras que el insecticida-acaricida Abamectin tiene una descarga de media tonelada al año. El
químico con mayor concentración en la desembocadura del río Pisque fue el
acaricida Clofentezine con una permanencia en el
arrastre en el río de 0,605 T/año, mientras que entre el fungicida Diafeconazol y fungicida-bactericida Kasugamicin
superan la permeancia de arrastre en el río superior a 0,4 T al año. Los
resultados confirman que los insecticidas y los fungicidas en Ecuador son los agrotóxicos
más utilizados (Valarezo y Muñoz, 2011).
El arrastre más alto
de DDT en aguas superficiales fue en el río Granobles
con 0,194 T/año, debido a que en esta subcuenca se encuentran las industrias florícolas.
Sin embargo, este valor de arrastre es bajo comparado al resto de agrotóxicos,
ya que en el Ecuador desde el año 2008 no se importa este plaguicida persistente;
por lo tanto, la contaminación de los suelos y el agua con sustancias químicas
y residuos persistentes es el resultado de muchos años de su aplicación sin
restricciones, encontrándose metabolitos como el DDT 4,4’ aún en los cuerpos hídricos
(Cairns y Sherma, 1992; Kouzayha
y col., 2013).
Tabla
3. Cargas fluviales de plaguicidas desde junio de 2018 a mayo
de 2019 en los puntos de muestro Granobles, Guachalá, Pisque (punto 1) y Pisque (punto 2).
Existe una disminución
de las concentraciones de plaguicidas aguas abajo comparando los puntos 1 y 2
del río Pisque, esto en parte se correlaciona con las disminuciones de las
concentraciones encontradas en laboratorio (Tabla 2). En los análisis de campo
esto se puede deber a factores ambientales, además de condiciones climáticas
variables, incluidas la sequía, desertificación y otros factores presentes en
la zona de estudio (Aisha y col., 2017). El acaricida Clofentezine
tiene una mayor permanencia en los cuerpos hídricos a pesar de tener una
toxicidad del Tipo IV, con una disminución de únicamente el 37% entre los
puntos 1 y 2 del río Pisque. No se puede comparar la presencia y degradación de
estos químicos con otras cuencas o microcuencas del país, ya que no existen
estudios similares.
El perfil químico del
río Pisque es relativamente similar a los observados en el lago Ziway en Etiopía, el cual tiene también presencia de
industria florícola en su cuenca (Lamessa y col.,
2021). El conocimiento sobre el tipo y cantidad de pesticidas presentes en la
cuenca permite evaluar su efecto en la salud humana y los ecosistemas, para
esto se deberá analizar el ciclo de vida completo de los plaguicidas en la
cuenca, analizando sus destinos finales y la exposición humana y de otras
especies a través de los diferentes medios y vías, como por ejemplo alimentos,
evaporación al aire, transferencia al suelo o al agua subterránea (Margni y col., 2002).
Agradecimientos
Este proyecto fue
financiado por la Universidad Politécnica Salesiana con sede en Quito- Ecuador,
sin este apoyo no hubiera sido posible llevar a buen fin el mismo.
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