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1. Introducción
La disponibilidad de los recursos hídricos en algunos sectores está disminuyendo debido a la extracción excesiva y la degradación de la calidad del agua. En áreas rurales, los problemas relacionados con el agua son de diversa índole, aunque uno de los más relevantes es la contaminación causada por fuentes puntuales o difusas derivadas del modelo de agricultura industrializada. Este conlleva el uso de paquetes de agroquímicos que han generado reconocidos impactos en suelo, aguas superficiales y aguas subterráneas1)(2)(3)(4.
La base de datos de la Organización de las Naciones Unidas para la Agricultura y la Alimentación (FAO)5 de 2019 indica que Argentina es el cuarto país luego de China, Estados Unidos y Brasil en el ranking de uso de herbicidas (Figura 1), y atrazina es uno de los herbicidas más utilizados, junto con glifosato y 2,4 D6)(7. Su uso es extensivo y se aplica en el cultivo de maíz y de sorgo para el control de malezas, principalmente latifoliadas y de algunas gramíneas8. Las dosis informadas por los productores de la provincia de Córdoba son de aproximadamente 2 kg/ha o 2,5-3 L/ha en presiembra.
Atrazina presenta velocidad de degradación biológica variable y ha sido detectada en cuerpos de agua superficial y subterránea en España9, Portugal10, Estados Unidos11 y Argentina11)(12)(13)(14)(15)(16. Este herbicida presenta baja volatilidad, dado que sus valores de presión de vapor y constante de la Ley de Henry son bajos, y baja solubilidad, lo que minimizaría su lixiviación. Sin embargo, posee una alta vida media (elevada persistencia) en el suelo y una mediana capacidad de adsorción (Koc), por lo que el potencial de lixiviación de este compuesto es considerado alto17)(18. Debido a que este herbicida se asocia con una relativamente elevada toxicidad crónica y el potencial de acumularse como sustancia recalcitrante en agua superficial y subterránea, actualmente está restringido su uso en Estados Unidos y ha sido prohibido en varios países de la Comunidad Europea19.
Dada la importancia del agua subterránea en la provincia de Córdoba, ya que es utilizada para diversos usos20, en el presente trabajo se muestran los resultados de una primera etapa de trabajo en la planicie de Marcos Juárez. La principal hipótesis es que el acuífero afectado por plaguicidas es el libre o freático, dada la fuerte vinculación hidráulica de este acuífero con aguas más recientes derivadas de la fase atmosférica, que lo hacen más vulnerable a los procesos de contaminación en comparación con capas acuíferas más profundas, que contienen aguas más antiguas20. Así, el objetivo principal es dilucidar los aspectos hidrogeológicos básicos, las relaciones entre las jerarquías de los flujos de aguas subterráneas entre diferentes capas acuíferas, los tiempos de residencia del agua y la presencia de contaminación por atrazina en aguas subterráneas del agroecosistema estudiado.
2. Materiales y métodos
2.1 Métodos
La investigación se llevó a cabo a partir del análisis y la recopilación de cartas topográficas del Instituto Geográfico Nacional (IGN) e imágenes de satélite (Google Earth, Merit, entre otros). Se recopilaron datos del diseño y la litología de los pozos procedentes de registros gráficos de la Secretaría de Recursos Hídricos de la provincia de Córdoba y de trabajos publicados20)(21, además de los informados por propietarios de campos y perforistas de la zona.
Se calculó la evapotranspiración potencial con la metodología propuesta por Thornthwaite y Mather22, y se utilizaron las precipitaciones y las temperaturas de la serie tipo INTA Marcos Juárez (estación Agrometeorológica NH0502). Se realizó un balance hídrico seriado de paso mensual con el software PDIWin23. Se calculó la recarga mediante el método de fluctuación del nivel freático24, asumiendo que la cantidad de agua disponible en una columna de base de área unitaria es igual a tantas veces el almacenamiento por la altura de la columna de agua (ecuación 1):
Siendo R: recarga, Sy: almacenamiento, h: nivel freático y t: tiempo
Aplicando este método a cada ascenso de nivel individual se puede estimar la recarga total o bruta. Sin embargo, en este caso se tomaron todos los ascensos de nivel diarios observables en el freatigrama y se calculó la recarga neta utilizando la variación del nivel freático Δh. Es importante comprobar que los niveles de fluctuación no se vean afectados por bombeo cuando se realiza el cálculo. El almacenamiento Sy utilizado para los cálculos surgió de comparar con antecedentes regionales20 en los que este parámetro fue medido en ensayos de bombeo en sedimentos similares. Concretamente para el área de estudio se realizó la estimación de la conductividad hidráulica K a partir de los análisis granulométricos de muestras extraídas del acuífero libre, procesadas en laboratorio, cuyo tipo granulométrico se calculó con las ecuaciones propuestas por Beyer25 y Sauerbrei (en Vukovic y Soro26), y posteriormente sobre la base de esa información se estimó un valor de almacenamiento según lo propuesto por Chilton27. Se realizó además el gráfico precipitaciones vs. ascensos de nivel freático en el que, trazando la recta al origen que contenga a todos los puntos medidos, la pendiente de la recta es un valor máximo de la porosidad (o Sy) buscada28.
El censo de pozos se realizó durante el mes de mayo de 2019 en perforaciones que captan de diferentes capas acuíferas (20 del acuífero libre y 10 del sistema acuífero confinado) en las que se midió nivel freático o piezométrico con sondas de nivel, dependiendo de la capa evaluada. Se recolectaron 18 muestras de agua (12 del acuífero libre y 6 de capas acuíferas confinadas) y 2 muestras de agua superficial (1 de un canal artificial y 1 del arroyo Tortugas). Las tareas de muestreo siguieron procedimientos estándar y se realizó la extracción de 250 mL de agua en botella plástica para análisis de isótopos estables de agua, 1 L de agua (filtrada con filtro de 45 μ) en botella plástica para 14C y 100 mL en botella de vidrio color caramelo para análisis de herbicidas. Se obtuvieron muestras granulométricas de una perforación de 107 m y se seleccionaron las del acuífero libre para efectuar los análisis granulométricos indicados previamente. Los isótopos estables del agua fueron analizados con espectrometría laser CRDS (cavity ring down spectroscopy) y sus resultados se expresan como desviación isotópica δ ‰, con una incertidumbre de ±1‰ para δ2H y ±0.5‰ para δ18O, con el estándar del agua oceánica promedio de Viena (V-SMOW)29 como referencia; y 14C en carbono inorgánico disuelto (DIC) se realizó con AMS (accelerator mass spectrometer), ambos análisis se realizaron en ANSTO (Australian Nuclear Science and Technology Organisation). Atrazina se analizó en el Instituto de Tecnología Agropecuaria (INTA) de Balcarce con UHPLC-MSMS (ultra high performance liquid chromatography mass-mass), que cuenta con un límite de cuantificación (LOQ) de 0,0004 μg/L y de detección (LOD) de 0,0001 μg/L. Los resultados fueron tratados con técnicas convencionales que incluyeron el análisis estadístico usando el código SPSS Release 21®30.
2.2 Área de estudio
El área de estudio corresponde a los alrededores de la localidad de Marcos Juárez, localizada en la llanura pampeana de la provincia de Córdoba (Argentina, Figura 2) y abarca un área de 3.500 km2. Desde el punto de vista geológico, la planicie de Marcos Juárez se caracteriza por una secuencia sedimentaria constituida por sedimentos predominantemente fluvioeólicos relacionados a sistemas fluviales y aluviales efímeros y depósitos eólicos (mayormente loéssicos) del período Paleógeno superior-Holoceno31)(32)(33)(34.
Desde la perspectiva hidrogeológica también se debe considerar el marco regional de la provincia de Córdoba. Así, esta sucesión de depósitos sedimentarios ha condicionado el ensamble hidroestratigráfico de las diferentes formaciones acuíferas, acuitardas y acuícludas del subsuelo20. Dada la variable profundidad de yacencia, espesor, granulometría y cementación de dichas capas acuíferas, varían también sus parámetros hidráulicos y, por lo tanto, su dinámica y su potencialidad20. El acuífero libre, de espesor variable, está desarrollado en sedimentos fluviales y eólicos Cuaternarios y posee la mayor potencialidad en fajas fluviales y abanicos periserranos, donde se explotan altos caudales (Q, hasta 500 m3/h). Los sedimentos eólicos constituyen los acuíferos más pobres. Los depósitos que contienen el agua de los sistemas acuíferos confinados (SAC) son de edad Paleógeno Superior-Pleistoceno Inferior, de origen continental y/o marino. Los SAC son multicapa, yacen entre 100 y 450 m y, en los casos que están conformados por sedimentos de paleo sistemas fluviales, son los que contienen mayores reservas de agua. Los niveles piezométricos tienen alturas variables, y las captaciones en numerosos casos son surgentes y los caudales de explotación, variables (Q hasta 350 m3/h)20.
En el área de estudio, sobre la base de correlaciones de datos de perforaciones de variadas profundidades, se realizó el perfil esquemático de la litología del subsuelo (Figura 3). Los valores de profundidades son promedios con base en los rangos presentados a continuación: desde la superficie del terreno hasta los 8-15 m se encuentran principalmente limos eólicos. Le siguen entre 15-75 m de profundidad arenas eólicas muy finas con presencia variable de carbonatos (dispersos como sales, nódulos o capas de espesor variable) que constituyen el acuífero libre, destacándose algunas lentes de arenas finas o medias. A partir de los 60-100 m de profundidad se encuentran niveles arcillosos o arenas limosas/arcillosas de colores pardos o rojizos, con espesores muy variables (de 10 a 50 m). Le siguen 20-50 m de espesor de arenas muy finas a medias, claras y con buen grado de selección. Debido a las características halladas y las comparaciones con trabajos antecedentes en cercanías de la zona y en la provincia20)(35, se asume que estas arenas corresponden al sistema acuífero confinado SAC B; y son generalmente llamadas “arenas Puelches”. Las perforaciones que explotan estas capas acuíferas con distinto grado de confinamiento para extracción de agua aprovechan las capas arenosas de textura más gruesa, y se ubican en general desde los 105 a 150 m de profundidad. En general, a partir de los 120 o 150 m de profundidad, según la zona, se encuentran grandes espesores de arcillas verdes que intercalan con pequeños espesores de arenas muy finas arcillosas-limosas, que pueden llegar a granulometría de arena fina o media, de distinto origen (marino/continental) y colores claros. Estos sedimentos corresponden a la Fm. Paraná, depositada durante los procesos vinculados a la ingresión marina Miocena, y corresponderían al SAC C con base en los antecedentes regionales20.
En relación con el uso de la tierra en el área, la principal actividad es la agricultura de secano con siembra directa e intenso uso de agroquímicos. El sector es parte de las zonas más productivas del mundo relacionadas con la soja y el maíz36. De forma subordinada se realiza la cría de ganado vacuno y porcino. El acuífero libre está siendo explotado mediante perforaciones que poseen profundidad variada, entre 3 y 60 m, mientras que las perforaciones que explotan el confinado se ubican desde 100 a 150 m de profundidad, destinándose en general al ganado.
El clima es mesotermal subhúmedo húmedo, con muy poca a nula deficiencia de agua. La precipitación media anual es de 891,7 mm (serie INTA Marcos Juárez 1948-2019) y 87,59% de las precipitaciones se distribuye entre los meses de octubre y mayo, con las mayores precipitaciones durante diciembre y enero. En los meses de junio a septiembre, más fríos, se produce 12,41% de las precipitaciones, con valores menores a 50 mm.
2.3 Transparencia de los datos
Los sets de datos que apoyan esta publicación están disponibles como material complementario del artículo.
3. Resultados y discusión
3.1 Geomorfología
En el mapa geológico-geomorfológico presentado en la Figura 4, modificado de trabajos previos propios en el área de estudio37, se muestran los tres grandes ambientes que se diferenciaron en la zona de estudio:
I. Bloque elevado de San Guillermo: una morfoestructura elevada, limitada por el sistema de fallas de Tostado-Selva, Rafaela y El Trébol. Se encuentra atravesada por gran cantidad de paleocañadas de dirección SO-NE. En este ambiente los sedimentos son principalmente eólicos finos, depositados durante el Pleistoceno tardío y Holoceno38)(39. Dentro de esta unidad se diferencian los subambientes de la escarpa de flexura de la falla de Tostado-Selva y la planicie elevada con cañadas.
II. Planicie fluvioeólica: la coalescencia de los grandes abanicos aluviales que nacen en las Sierras Grandes, hacia el oeste de la zona de estudio, sumado a la sedimentación eólica, generaron esta llanura40)(41. En la zona de estudio se observan dos dominios depositacionales: uno fluvial y otro eólico. El primero abarca zonas pequeñas: el sector distal del paleoabanico aluvial del río Ctalamotchita (Tercero) y parte de la faja fluvial actual de dicho curso y de las fajas fluviales del río Carcarañá y del Arroyo de las Tortugas. El dominio eólico está conformado por la planicie loéssica de Marcos Juárez, de topografía muy plana, prácticamente horizontal, con escaso drenaje y surcada por paleocañadas de dirección SO-NE. Comprende la planicie eólica típica de Marcos Juárez, la escarpa de Juan José del Salteño, el bloque de General Roca y una zona transicional correspondiente a una antigua faja fluvial con cubierta eólica.
III. Depresión tectónica de la Cañada de San Antonio: esta depresión estructural conforma un importante bajo topográfico, cuya diferencia de altura con los ambientes I y II es del orden de 20-30 m. Por esta depresión circula el arroyo Tortugas, que actualmente está canalizado y concentra la mayoría de los escurrimientos superficiales que llegan desde las planicies orientales cordobesas, con dirección principal O-E. Además, en épocas húmedas es una zona muy anegable debido a su baja cota respecto al entorno, la escasa pendiente y la cercanía del nivel freático.
3.2 Mapa de equipotenciales de las capas acuíferas
Como se observa en la Figura 5, la conformación geológica-geomorfológica controla la dinámica del flujo de agua, adoptando la superficie freática similar topografía que el terreno. El nivel freático se encuentra en general cercano a la superficie terrestre con profundidades que varían desde unos pocos centímetros hasta 8 m, controladas por la topografía. En el acuífero libre el agua fluye con gradientes muy bajos desde 0,06 a 0,7%, desde la divisoria subterránea local hacia la depresión del arroyo Tortugas y, parcialmente, hacia el río Tercero. En el sistema acuífero confinado los gradientes hidráulicos son más pequeños, varían desde 0,05 a 0,09% y la dirección de flujo de los SAC es NO-SE, siguiendo la pendiente regional, prácticamente perpendicular a la del acuífero libre. En la planicie fluvioeólica, los potenciales hidráulicos del acuífero libre son superiores al nivel piezométrico de las capas confinadas, mientras que en la depresión tectónica la relación de potenciales hidráulicos se invierte. Además, las perforaciones que captan de las capas confinadas en la planicie son semisurgentes, dado que el nivel piezómetro está por debajo de la superficie del terreno, pero en la depresión tectónica de San Antonio el nivel piezométrico del sistema confinado supera la superficie del terreno, de modo que se trata de un área de surgencia del agua, constatada en perforaciones situadas en la cañada o el borde de la misma cuyo nivel piezométrico llega hasta 4-5 m por encima del terreno (pozo artesiano). El acuífero libre (n=12) posee aguas dulces a saladas (CE desde 449 a 15.130 µS/cm). El acuífero confinado (n=6) posee aguas salobres (CE 1.164 a 5.178 µS/cm).
3.3 Balance hídrico
En concordancia con el año hidrológico comprendido desde septiembre de 2018 hasta agosto de 2019, dentro del cual se efectuó el muestreo de campo, se realizó un balance hídrico seriado, con una capacidad de almacenamiento de agua en el suelo de 229 mm (2019 comunicación con A. Andreucci (INTA); no referenciado).
En toda la serie analizada, las variaciones de los excesos y los déficits hídricos coinciden con los períodos más y menos lluviosos, respectivamente. En relación con el año hidrológico durante el que se realizaron las tareas de campo, los excesos más relevantes se dieron desde noviembre de 2018 a enero de 2019. Una parte de los excesos hídricos se transforma en escurrimiento superficial y otra percola pasando a ser recarga del acuífero libre (infiltración eficaz) y generando ascensos del nivel freático.
3.4 Recarga del acuífero libre
Para el año hidrológico analizado, se calculó la recarga del acuífero libre con base en lo propuesto por Healy24, utilizando un coeficiente de almacenamiento, estimado según los métodos explicados, de 3,5%. Las mayores recargas se generaron en los meses de noviembre, desde enero a marzo y a fines de abril, previo al muestreo (Figura 6). Algunas recargas de muy bajo monto se observaron también en mayo. Otros autores que trabajaron en la llanura pampeana argentina42 también han probado, a través de simulación numérica, que la recarga del acuífero se produce en la época húmeda.
3.5 Isótopos: isótopos estables del agua
Los datos de isótopos estables del agua se contrastan con datos isotópicos de precipitaciones contenidos en la recta meteórica local de la ciudad de Canals (datos 2012-2014)43, cuya estación de muestreo (la más cercana al área de estudio) está situada a solo 100 km al sur de Marcos Juárez. En el gráfico de δ2H vs. δ18O (Figura 7)44 se observa que los resultados isotópicos de los cuerpos de agua muestreados se agrupan en dos conjuntos de datos fácilmente diferenciables:
i. Acuífero libre: las muestras son isotópicamente más enriquecidas y más cercanas al promedio de lluvias locales de Canals, indicando que su origen son las precipitaciones locales. Algunas muestras (G3, G7 y G12) se alinean según una recta de evaporación, evidenciando que opera el mecanismo de fraccionamiento isotópico por evaporación del agua desde el acuífero en las zonas donde el nivel freático está muy cercano a la superficie, siendo en la muestra G3 más evidente por estar el agua subterránea casi aflorando, a pocos centímetros de la superficie del terreno. La muestra de agua superficial del canal (S2) se ubica dentro del grupo, evidenciando por la firma isotópica que su caudal de base es aportado por el acuífero libre.
ii. Sistema acuífero confinado: agrupa las muestras más empobrecidas isotópicamente, lo que permite interpretar áreas de recarga pedemontanas (hacia el oeste, en las Sierras Pampeanas de Córdoba, Figura 8) o incluso recarga en épocas previas más frías, que incidieron en los valores de fraccionamiento obtenidos. La muestra correspondiente al arroyo Tortugas (S1) posee una firma isotópica similar, implicando que los SAC podrían aportar al nivel de base del mismo, ya que se ubica en la depresión tectónica de San Antonio, una zona de descarga hidrológica regional.
3.6 Isótopos: Edades radiocarbono
Los valores de laboratorio informados para radiocarbono ¹4CDIC-porcentaje de carbono moderno (pCM) definen dos conjuntos de datos acordes a la profundidad y el tipo de acuíferos estudiados (ver Figura 9):
1. Acuífero libre (con valores más altos de ¹4CDIC (pCM)): son aguas modernas y con tiempos de residencia del orden de hasta 3.000 años a. p. (antes del presente) correspondiente al Holoceno44.
2. Sistema Acuífero confinado con valores de ¹4CDIC (pCM) muy bajos, lo que indica un tiempo de residencia más largo del agua en el medio sedimentario en el orden de 23.000 a 30.000 años BP, (aguas del Pleistoceno)44
3.7 Atrazina
En la zona se han detectado 21 agroquímicos diferentes en muestras de agua, siendo atrazina el que muestra una aparición que persiste a diferentes profundidades de la columna de agua44.
En el gráfico de la Figura 10 se muestra que hay presencia de atrazina en el agua subterránea. Los valores son variables (desde 0,0001 a 0,051 µg/L) y los más altos están relacionados con el acuífero libre (0,03 - 0,051 µg/L), que contiene aguas modernas. Este acuífero se ve afectado hasta los 70 m de profundidad, aunque la mayor incidencia de muestras contaminadas, en valores variables, está en los primeros 20 m. Según Lutri y otros42, el proceso de migración de plaguicidas desde el perfil del suelo hacia el acuífero libre en sedimentos de este tipo en la región es a través de transporte advectivo/dispersivo/reactivo, y, si bien está influenciado por la cantidad y la época de aplicación, es también controlado por el flujo en microporos y en forma episódica, aunque con mayor tasa de solutos disueltos, por flujo en macroporos (grietas en el suelo, huecos vinculados a raíces y cuevas, etcétera).
Los valores de atrazina más bajos hallados en la zona de estudio (0,0001 a 0,0025 µg/L) se relacionan con capas profundas que contienen aguas más viejas. La llegada a esta profundidad solo es posible en aquellos lugares donde el acuífero libre tiene mayor potencial hidráulico que la capa confinada (especialmente zona de la planicie eólica típica) y mediante vías preferenciales de flujo que permitan la mezcla de agua moderna con las más viejas (grietas, fracturas, cañería en deficiente estado de conservación en perforaciones, entre otros). Cabe destacar que numerosos autores han comprobado la alta vulnerabilidad del acuífero libre en relación con los acuíferos confinados de un mismo sitio, ya que los primeros son más frágiles a ser adversamente afectados por contaminantes desde superficie, mientras que los segundos se encuentran bajo las capas confinantes que actúan de barrera a la contaminación45.
3.8. Análisis estadístico
Como se observa en la Tabla 1, desde el punto de vista estadístico, la profundidad del pozo quedó fuerte e inversamente ligada a la edad (r=-0,944), ya que aquellos menos profundos captan aguas más jóvenes (con mayor valor de pCM). Se observa una correlación estadísticamente significativa, moderada y negativa entre la profundidad del pozo y el contenido de atrazina, y moderada y positiva entre el herbicida y la edad del agua expresada como pCM, es decir, aguas más modernas (expresadas por mayor pCM) extraídas de pozos someros poseen más atrazina. Todas explican y corroboran en diferente grado el modelo conceptual.
Dado el amplio rango de CE de aguas en la zona para ambos acuíferos, no se observaron correlaciones de interés en relación con la salinidad del agua.
4. Conclusiones
El estudio permite concluir que la zona exhibe capas acuíferas bien diferenciadas, existiendo distintas jerarquías de flujo del agua subterránea, que ajustan al modelo hidrogeológico general de la provincia de Córdoba. En el área estudiada las aguas más jóvenes, de edad holocena, es decir, recargadas más recientemente por lluvias locales, se alojan en el acuífero libre. Las aguas más antiguas se sitúan en las capas acuíferas más profundas. En este último caso el fraccionamiento de isótopos estables del agua y las edades 14C permiten asumir que son aguas recargadas en épocas más frías del Pleistoceno. De acuerdo con los valores de isótopos estables y la datación, se concluye que las aguas más jóvenes de la parte superior del acuífero libre muestran que existe reposición de agua por recarga anual/plurianual de precipitaciones durante la estación húmeda, aunque son también las más afectadas por la contaminación de plaguicidas. Así, dada la probada conexión hidráulica del acuífero libre con la fase atmosférica vía la firma isotópica y la escasa profundidad del nivel freático, factores que potencian la llegada del plaguicida al acuífero, sumado a presencia de atrazina en todas las perforaciones, se concluye un impacto generalizado en el agua del acuífero libre, en grado variable. El potencial hidráulico del acuífero libre, mayor al nivel piezométrico de las capas confinadas (excepto en la depresión tectónica), permite concluir que efectivamente puede ocurrir la migración de cantidades tan pequeñas de plaguicidas desde el acuífero libre hacia profundidades mayores, ingresando a los SAC y modificando la calidad de las aguas más viejas. Estos datos evidencian el gran impacto que genera la implementación del sistema agrícola actual, con la incorporación de plaguicidas a nichos ambientales que se asumían preservados de la contaminación agrícola, como son los acuíferos más profundos. Es necesario explicar los procesos específicos asociados, incluidos aquellos que permiten el transporte hasta tales profundidades, aunque el modelo permite asumir la circulación a través de flujo preferencial advectivo/dispersivo hacia las capas acuíferas confinadas, probablemente vía grietas en la columna sedimentaria o cañerías de perforaciones deterioradas, procesos que habilitarían la mezcla de aguas. Sería de interés monitorear valores y verificar la situación en más perforaciones, incluida la estación seca. En general, el agua subterránea no se utiliza para consumo humano, lo que permite concluir que el impacto a la salud sería poco probable, aunque sí se evidenció el impacto del uso de herbicidas al sistema natural y, específicamente, en el agua que es consumida por ganado, aspecto que debería ser considerado por especialistas.
