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Simposio de Fertilidad 2015

Pérdida de nutrientes desde agrosistemas y su destino en el ambiente

Publicado el: 10/8/2015
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Introducción

La producción agropecuaria integra acciones sobre los recursos naturales (agua, aire, suelo, biodiversidad) para la generación de alimentos. El aumento demográfico y de consumo de alimentos originados por el incremento del ingreso y la tasa de urbanización, la expansión de los biocombustibles y la mayor frecuencia de las perturbaciones causadas por fenómenos meteorológicos, sonfuerzas impulsoras de políticas y decisiones económicas, comerciales y sociales en el contexto actual (FAO, 2011). Si bien los incrementos en la producción agropecuaria constituyen oportunidades de desarrollo económico, implican necesariamente una mayor presión sobre el ambiente (Matlock y Morgan, 2011). 

La acumulación de las distintas formas de nitrógeno (N) y fósforo (P) en los diferentes componentes ambientales genera efectos significativos en los ecosistemas y en la sociedad. Entre los efectos positivos podemos mencionar el aumento en la productividad de ecosistemas naturales y en el rendimiento y calidad nutricional de los cultivos, en tanto que la eutrofización, la pérdida de biodiversidad en ecosistemas acuáticos y la contaminación de aguas superficiales y subterráneas constituyen ejemplos de efectos no deseados sobre los ecosistemas (Portela et al., 2006).Para que exista riesgo de contaminación ambiental, es necesario un sistema de producción que tenga fugas o pérdidas de contaminantes y un medio receptor vulnerable. Sin embargo, su cuantificación y control son muy complejos ya que deben contemplarse aspectos climáticos, edáficos, fisiográficos, hidrográficos, ecológicos, sociales y agro-económicos. Aceptar la complejidad, marca una nueva forma de comprender la realidad y, por ende, un cambio en la manera de interpretar la dinámica de los agroecosistemas, los problemas que se generan, así como también la búsqueda de soluciones (Arana, 2007). A esto se suma que las decisiones de gestión agropecuaria se toman a una escala de tiempo y espacio mucho menor que la escala en la que se verifican alteraciones mensurables en la capacidad productiva y en la calidad del ambiente.

En diversas zonas agrícolas del mundo, la utilización de fertilizantes y enmiendas orgánicas (compost, estiércol) constituyen causas de acumulación de nutrientes en aguas superficiales y subterráneas (Andriulo et al., 2000). Si bien en Argentina los agroquímicos de mayor volumen de uso son los fertilizantes nitrogenados y fosforados, su utilización no es suficiente para reponer al suelo el N y P exportados en los productos cosechados (Álvarez y Steinbach, 2006). 

En efecto, este balance negativo de nutrientes constituye uno de los problemas de degradación de suelos más relevantes en el país. Por esto, en nuestro caso cobran relevancia en el análisis otros orígenes de nutrientes en el agua como: la mineralización de la materia orgánica el suelo, la falta de sincronía entre oferta y demanda por parte de los cultivos, el aporte de zonas urbanas o industriales (efluentes cloacales e industriales) y también de producciones animales en confinamiento. Esto hace que la estimación de riesgo de contaminación sea compleja, lo que provoca dificultades a la hora de generar estrategias de manejo que minimicen las pérdidas (Rimski- Korsakov et al 2009)

El objetivo de este trabajo fue evaluar diferentes prácticas agronómicas como fuente no puntual de contaminación de cuerpos de agua y, analizar las pérdidas de N y P provenientes de agrosistemas y su destino en el ambiente, a diferentes escalas
(regional, cuenca, parcela y microparcela).

 

Escala Regional. Provincia de Entre Ríos 

Las características naturales de topografía ondulada de la provincia de Entre Ríos, sumado a  la baja capacidad de infiltración de sus suelos yla intensidad de las precipitaciones en primaveraverano- otoño, predisponen a gran parte de la superficie provincial a procesos de degradación de suelos, especialmente por erosión hídrica (Scotta y Paparotti, 1990), a la vez que son causas de riesgo de contaminación de los cursos de agua superficiales por escurrimiento (Sasal et al., 2010). Sin embargo, la información provincial sobre la contribución de agroquímicos hacia el agua, al presente, es escasa y dispersa. 

Se llevó adelante un relevamiento a escala regional, de diversos cursos de agua superficial (ríos, arroyos, tajamares, lagunas) de la provincia de Entre Ríos. A tal efecto se conformó una red de monitoreo de calidad de aguas (RMCA). La red de
monitoreo está integrada por 70 miembros, que representa un grupo de intereses en común, incluyendo productores agropecuarios, profesionales de la agronomía y organismos gubernamentales preocupados por el impacto de los agroquímicos sobre el ambiente. La estructura de participación en red permite absorber el costo de movilización hacia los sitios de muestreo, que representa uno de los principales costos en un programa de monitoreo provincial. Por su parte el INTA tiene a su cargo los análisis de N y P.

El seguimiento de la calidad del agua en cursos superficiales se efectuó en 2012/2013, en tres períodos. Sobre el total de muestras extraídas, se determinó la concentración de nitrógeno (Nnitrato) y fósforo (P). Los valores de concentración fueron categorizados en rangos, en función de los límites de nutrientes tolerados en agua de bebida y los umbrales de eutrofización correspondientes. 

Los rangos determinados fueron:

La implementación de la RMCA permitió evaluar un total de 311 puntos de muestreo representativos de los cursos de agua superficial de la provincia, y se analizaron 703 muestras de agua (Figura 1).

Se obtuvieron mapas de concentración de N-nitrato y P en los puntos de muestreo evaluados. La Figura 2 presenta la concentración de N-nitrato, en marzo/abril 2013. Se registró 2.5% de sitios con concentraciones de N-nitrato superiores a 10 ppm y un 32,5% presentó valores inferiores al umbral de eutrofización.

Con relación a la concentración de P detectadas en los cursos de agua de Entre Ríos, en el mismo período (Figura 3), más del 82% de los sitios muestreados presentó valores de P superiores al umbral de eutrofización (0,075 ppm).

Los resultados obtenidos fueron discutidos y analizados por los actores del complejo alimentario

 

provincial en cuatro talleres participativos, a fin de conocer la existencia o ausencia de riesgos de contaminación de aguas por agroquímicos en Entre Ríos. Sin embargo, resulta prioritario profundizar en la interpretación de esta información, dado que el nivel de presencia de los elementos observados en los cursos de agua con una alta dependencia de las precipitaciones respondería no sólo a los aportes de la actividad agrícola, sino también a otras actividades derivadas de la producción ganadera (feed lot, tambo, producción avícola) e industrial. Se requiere además centralizar la atención en las pérdidas de nutrientes por erosión, y su contribución a la concentración de los mismos en cursos de agua superficial. Esta información constituye un valioso aporte para la discusión en el marco de la contaminación ambiental por agroquímicos, dado que posibilita el análisis de la temática con datos y no por percepción. 

 

Escala Cuenca. Cuenca Alta del Arroyo Pergamino, Norte de Buenos Aires

La cuenca alta del Arroyo Pergamino presenta cursos de bajo orden y pequeña escala que constituyen sistemas apropiados para estudios de calidad de agua ligados a uso del suelo debido a que: conectan ambientes terrestres con grandes ríos, tienen tamaño limitado y alta relación superficie/ volumen y donde el efecto de los aportes desde la cuenca sobre las concentraciones en agua resulta muy notorio. 

En esta cuenca hay 16 perforaciones distribuidas en 5 microcuencas hasta la capa freática (12

m) en posiciones de lomas y media-lomas (Figura 4). Entre 2007 y 2013 se realizaron muestreos de agua en 65 fechas de muestreo y se observó que el 50% de las perforaciones tuvieron concentraciones de N-nitrato superiores a 10 mg L-1 bajo agricultura con predominio de soja en siembra directa (SD). Dado que las dosis promedio de fertilizantes fueron ~ 22 y 13 kg ha-1 año-1 de N y P, respectivamente (Andriulo, com. pers.), se confirma la hipótesis referida a que el N mineral provino de la mineralización de la MOS. Por otro lado, con el fin de forzar el escurrimiento (60 mm h-1), se trabajó en condiciones de lluvia simulada luego de la cosecha de soja en 2011. Se perdieron 2.6 y 0.2 kg ha-1 de N y P, respectivamente. 

En las partes bajas del paisaje se practica la ganadería vacuna de cría y recría con baja carga animal. Bajo las mismas condiciones de lluvia simulada, se observó que las pérdidas de N y P por erosión son mayores (6.3 y 2.4 kg ha-1) en la franja más cercana a los cursos de agua (ancho 0-5 m) que en las más alejadas (1.6 y 0.2 kg ha-1), con ancho > 15 m (Darder, com. pers.).

Estos resultados mostraron que las pérdidas por escurrimiento de N y P entre el uso agrícola con predominancia de soja y el uso ganadero en las franjas relativamente alejadas de los cursos de agua no fueron diferentes.

A la salida de la cuenca alta del arroyo (punto A de la Figura 4) se midieron las concentraciones de N y P durante el período 2010-2012 en 18 fechas de muestreo. Los valores medios de N y P fueron de 2.3 y 0.5 mg L-1, respectivamente. Estos resultaron tan elevados que, independientemente del criterio de clasificación utilizado, el curso se encontró eutrofizado. Los niveles de P pueden ser explicados por la riqueza natural mineral de los sedimentos. Por otro lado, como el arroyo nace luego de una zona de bañados y laguna, el flujo lento y el tiempo de residencia de agua prolongado, favorecen la remoción biológica de N a través de la desnitrificación. Esto produjo que el N fuera el nutriente limitante (Torti y Andriulo, 2014). Además, en este mismo punto y para el mismo período, a partir de las mediciones de caudal, como una primera aproximación, se obtuvieron las pérdidas de nutrientes que escapan anualmente de la cuenca alta: 6±1.5 y 1.3±0.3 kg ha-1 de N y P, respectivamente.

Las pérdidas de N y P encontradas por Sasal et al. (2012) en parcelas de escurrimiento para monocultivo de soja bajo SD, se encontraron dentro del mismo intervalo. Como consecuencia, resulta necesario ordenar el territorio siguiendo la trayectoria de paisaje:

- en las lomas y media-lomas, donde se practica la agricultura continua, implementar secuencias intensificadas para disminuir la pérdida de MOS

- en los bajos resulta imperativo retirar la producción bovina de las zonas aledañas a los cursos de agua e incorporar franjas ribereñas vegetadas.

 

Escala Parcela. Parcelas de escorrentía INTA Paraná

En la Estación Experimental de INTA Paraná existen 15 parcelas para medición de volumen y calidad del escurrimiento superficial, construidas en 1970, sobre un suelo Argiudol ácuico con 3.5% de pendiente (Figura 5). Estas parcelas fueron diseñadas para medir los coeficientes de cultivos para aplicar en la ecuación universal de pérdida de suelo (Convenio FAO-INTA, 1969-1974). Hasta fines de la década del ´90 se cultivaron con sistema de labranza convencional y a partir de entonces cesaron las labores y se continuaron las secuencias de cultivos bajo SD. En 2006 se establecieron cuatro tratamientos con 3 repeticiones cada uno: monocultivo de soja (S), soja continua con trigo como cultivo de cobertura otoño-invernal (CC-S), maíz-trigo/soja (M-T/S) y trigo/soja (T/S).

En la Tabla 1 se presentan datos de las aplicaciones de fertilizantes para cada tratamiento.

Después de cada lluvia que produjo escurrimiento se midió su volumen y se extrajo una muestra para determinar la concentración de N-nitrato y fósforo disuelto. La cantidad de N y P (kg ha-1) en agua de escurrimiento se calculó como el producto del volumen escurrido por la concentración medida en el agua de escurrimiento del mismo evento. 

Se analizaron datos de las últimas 5 campañas 2009/2010; 2010/2011; 2011/2012; 2012/2013 y 2013/2014. El registro de las precipitaciones se realizó en el Observatorio Agrometeorológico de la EEA Paraná, situado a 200 m de los dispositivos. 

Los valores medios de escurrimiento anuales para los 5 años analizados oscilaron entre 38 y 210 mm anuales, con 488 (2010/2011) y 1139 mm (2009/2010) de lluvia, respectivamente. Tomando en consideración los 5 años, no se observaron diferencias entre las secuencias de cultivo. Esto puede verse a una gran variabilidad en los datos dependiente de los distintos regímenes hídricos.

Se analizaron por separado los datos de las campañas lluviosas (2009-2010 y 2012-2013), no encontrándose diferencias en el escurrimiento para las secuencias evaluadas. Sin embargo, en las campañas secas 2010-2011 y 2011-2012, se encontraron diferencias en el escurrimiento anual (Tabla 3). La secuencia M-T/S presentó los menores valores de escurrimiento (13.89 mm año-1) y el monocultivo de soja el mayor valor (68.24 mm año-1).

La cantidad de N y P perdido por escurrimiento para cada tratamiento se presenta en la Tabla 4. En la campaña 2009/2010 (lluvia de 1139 mm) se presentaron pérdidas de N y P dos a tres veces superiores que el resto de las campañas analizadas. Para N, existieron diferencias significativas entre campañas analizadas, aunque no se observaron diferencias entre tratamientos e interacción entre tratamiento y campañas. En el caso de P, hubo interacción entre campaña y tratamiento, observándose las menores pérdidas de P en la campaña 2010-2011 para la secuencia M-T/S (0.12 kg ha-1) y las mayores pérdidas en la campaña 2009-2010 para la secuencia T/S (13.72 kg ha-1). 

No hubo relación significativa entre la fertilización nitrogenada y fosforada y las pérdidas de nutrientes por escurrimiento, y las mayores pérdidas estuvieron relacionadas a los mayores

volúmenes de escurrimiento de tratamientos sin rotación de cultivos.

Escala Microparcela. Simulación de lluvia para evaluar pérdidas de P por escurrimiento en función de la proximidad de la lluvia

El ensayo se llevó a cabo en la EEA Paraná del INTA en un lote bajo SD (rotación maíz-trigo/soja), para evaluar el efecto de la proximidad de las lluvias a la fertilización. El suelo, Argiudol ácuico serie Tezanos Pinto, es profundo, moderadamente bien drenado, con un epipedón oscuro, franco- arcillo- limoso a franco-limoso el cual posee 27.6% de arcillas predominantemente del tipo ilíticas. Se planteó la fertilización con 100 kg ha-1 de superfosfato triple (Composición: 0-46-0, con 14 % de Calcio) sobre el suelo sin incorporar. Se establecieron tres fechas de simulación de lluvia luego de la aplicación (Tabla 5) con un diseño completamente aleatorizado en parcelas de 1m2. Las simulaciones de lluvia a campo se realizaron empleando un simulador (Figura 6) (Irurtia y Mon, 1994) que posee una parcela de 25 cm de lado con una intensidad de lluvia promedio de 60 mm h-1.

Se tomaron lecturas de escurrimiento y lluvia caída en intervalos de 5 minutos hasta alcanzar escurrimiento constante y se recolectó toda el agua, se filtró y se realizó el análisis químico de P soluble por colorimetría del ácido ascórbico. La concentración de P (mg L-1) se multiplicó por el volumen total de agua escurrida en 60 minutos para obtener la cantidad de P perdido en kg ha-1. Las concentraciones de P en agua de escurrimiento oscilaron entre 0.3 y 5.9 mg L-1. Estos valores son similares a los obtenidos en las parcelas de escorrentía en períodos de barbecho (Sasal et al., 2013). Hubo diferencias significativas entre fechas de simulación. En la primera fecha, las concentraciones de P en agua fueron superiores, diferenciándose de la tercera fecha (Tabla 6), lo que indica que lluvias muy próximas a la aplicación del fertilizante (un día después), favorecerían las pérdidas de P por escurrimiento superficial a una dosis representativa de las utilizadas en la región.

Las cantidades de P en el agua de escurrimiento oscilaron entre 0.02 y 1.9 kg ha-1. La aplicación de P luego de una lluvia de aproximadamente 1 hora con una intensidad de 60 mm h-1 , resultó en una pérdida de 4% del P aplicado por fertilización. Esta pérdida reduce la eficiencia de la fertilización y constituye riesgo de contaminación.

Consideraciones finales

Este trabajo presenta avances en el estudio del destino de N y P provenientes de agrosistemas. A partir de la información obtenida, se pretende identificar y difundir prácticas agrícolas sustentables que optimicen la producción, minimizando los riesgos de impacto ambiental. 

Se pretende avanzar en la comprensión del funcionamiento de los agrosistemas, comprobar que las metodologías utilizadas permiten diferenciar las causas naturales de las antropogénicas y la influencia de la variabilidad climática sobre la dinámica de los nutrientes. Es muy útil observar que los estudios detectan señales medibles que superan a la variabilidad natural a diferentes escalas; permiten estimar cuánto de esas señales se transmiten aguas abajo y conocer el grado de alteración de sus funciones ecológicas como cuerpos receptores de contaminantes.


Bibliografía

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