LES SUJETS

Air et eau de pluie contaminés par le glyphosate

Air et eau de pluie contaminés par le glyphosate

En 2012, nous avons publié des études scientifiques de la School of Public Health de l'Université du Minnesota et du United States Geological Survey sur la contamination des eaux de pluie par le glyphosate aux États-Unis, qui ont montré que jusqu'à 2,5 ugr de glyphosate pouvaient être collectés pour chaque litre de pluie.

En Argentine, les chercheurs du CONICET ont maintenant collecté jusqu'à 67,2 ugr par litre d'eau de pluie, montrant que les dérives de pesticides sont incontrôlables.

Notre précédent rapport pour 2012 est accessible au lien suivant: http: //reduas.com.ar/el-aire-y-el-agua-de-lluvia-contaminadas-con-glifosato/

Vous y trouverez également des rapports scientifiques sur la contamination et la persistance du glyphosate dans les eaux de surface et souterraines d'Argentine, d'Espagne et des États-Unis.

Maintenant, nous diffusons la traduction espagnole de la publication du groupe de scientifiques de l'Université nationale de La Plata dans:Science de l'environnement total 645 (2018) 89–96, intitulé:Glyphosate et atrazine dans les pluies et les sols des zones agro-productives de la région de la pampa en Argentine pour qu'il soit accessible à tous les médecins de notre Réseau, aux voisins qui respirent cet air pollué dans tout le pays, aux journalistes, aux agriculteurs, aux agronomes et au grand public, pour qu'il soit connu comme le modèle d'agriculture toxique actuel pollue l'environnement tout entier générant des niveaux croissants d'exposition aux pesticides appliqués de manière incontrôlable.

Auteurs: Lucas L. Alonso, Pablo M. Demetrio, M. Agustina Etchegoyen, Damián J. Marino: Centre de recherche environnementale (CIM), Faculté des sciences exactes, Université nationale de La Plata, La Plata, Buenos Aires, Argentine. Conseil national de la recherche scientifique et technique (CONICET), Buenos Aires, Argentine

Pour accéder au pdf original cliquez ici: ARG rain glyph (302)

Pour accéder à un pdf de la traduction cliquez ici: Spanish rain (334)

Faits saillants de la recherche:

Le GLP, l'AMPA et l'ATZ ont été trouvés dans 80% des échantillons d'eau de pluie de la pampa argentine.

Les sols comme source d'herbicides n'ont pas défini une empreinte atmosphérique locale.

Les concentrations moyennes de BPL dans l'eau de pluie étaient associées à la dynamique des précipitations.

Les niveaux d'ATZ n'ont pas suivi de modèle spécifique ni pour l'eau de pluie ni pour les échantillons de sol.

résumé

La présence dans l'atmosphère de glyphosate (GLP) et d'atrazine (ATZ), les pesticides qui dominent le marché en Argentine, a été étudiée sous la pluie, comme principal phénomène climatique associé aux dépôts humides, à la fois en analysant le Relations source-récepteur avec le sol ainsi qu'avec les influences climatiques qui peuvent conditionner ce transport et en estimant le dépôt annuel à la surface de la pampa argentine. Des échantillons (n ​​= 112) d'eau de pluie ont été collectés le long de chaque précipitation dans les zones urbaines de la zone pampéenne avec différents degrés d'utilisation des terres dans la production de cultures extensives ainsi que des échantillons de sol souterrain (n = 58) sites périurbains.

Les herbicides ont été analysés par chromatographie liquide avec spectrométrie de masse et ont été détectés dans80% des échantillons de pluie à des concentrations moyennes à maximales de 1,24 à 67,3 μg / L de glyphosate (GLP) et de 0,22 à 26,9 μg / L d'atrazine (ATZ), tandis que l'acide aminométhylphosphonique (AMPA) a été détecté dans 34% des échantillons de pluie (0,75 -7,91 μg / L).Sur les sols, Les BPL ont été enregistrés plus fréquemment (41%; 102-323 μg · / kg) suivis de l'ATZ (32%; 7-66 μg / kg) et de l'AMPA (22%; 223-732 μg / kg).

Les concentrations maximales de BPL quantifiées dans l'eau de pluie ont dépassé les concentrations précédemment rapportées des niveaux rapportés aux États-Unis et au Canada. Aucune association n'a été observée entre le sol et les concentrations d'eau de pluie dans les mêmes zones de surveillance, malgré l'action du sol comme source, comme en témoigne l'AMPA présente dans l'eau de pluie. Les concentrations médianes de GPL dans les précipitations étaient significativement associées aux isobares pluviales, avec un gradient croissant d'est en ouest, avec une tendance inverse à celle des volumes de précipitations annuels (plus de pluie moins de glyphosate, moins de mm de pluie plus glyphosate); tandis que les niveaux ATZ dans l'eau de pluie ne présentaient pas de configuration spatiale caractéristique. Le dépôt annuel estimé de GPL, dû à la pluie, a indiqué que plus d'une source d'herbicide peut contribuer à sa présence dans l'atmosphère et indique la pertinence de la pluie pour les concentrations de surface de ce polluant.

introduction

Une solution au besoin d'augmentation plus importante des rendements des cultures en agriculture extensive a été recherchée grâce à la mise en œuvre d'un paquet technologique qui implique l'introduction de modifications génétiques dans des espèces tolérantes aux pesticides (Leguizamón, 2014) dans un contexte lutte antiparasitaire basée principalement sur l'utilisation de pesticides synthétiques. Les herbicides sont les pesticides les plus largement utilisés sur le marché, avec un accent particulier sur l'utilisation du glyphosate [N (phosphonométhyl) glycine: GLP] et de l'atrazine (2-chloro-4-éthylamino-6-isopropylamino-1,3,5-triazine: ATZ), tous deux à au niveau régional (Leguizamón, 2014) et mondial (Benbrook, 2016). Au cours de la campagne agricole 2013-2014, 18,7 millions d'hectares ont été plantés de variétés de soja et de maïs tolérantes aux herbicides en Argentine (MINAGRI, 2017), 80% de la production correspondant à la région de la pampa, ce qui pour une demande de 182,5 millions de litres (L) ou kilogrammes de formulations de GPL. Bien qu'aucune donnée spécifique n'était disponible pour l'ATZ, cet agent a été signalé comme le troisième composé le plus utilisé avec 62 millions de kg ou L d'herbicides en dehors du BPL (CASAFE, 2013). Par conséquent, nous estimons que l'utilisation de ce composé était probablement d'environ 10 à 15 millions de kg ou L.

Lorsque ces formulations sont appliquées aux champs, près de 20 à 30% de la dose de pulvérisation n'atteignent pas la zone cible en raison d'une transmission aérienne ou d'une dérive primaire. L'ampleur de cet effet dépend des conditions qui varient du type de formulation et du climat pendant l'opération à des variables difficiles à quantifier, comme l'expérience de l'applicateur (Gil et Sinfort, 2005). Une fois que ces herbicides atteignent la couche superficielle, la persistance dans le sol du BPL, son principal produit de dégradation, l'acide aminométhylphosphonique (AMPA), et l'ATZ est signalée pendant des mois ou des années (Simonsen et al., 2008; Vonberg et al. al., 2014). Le fait que les concentrations de ces herbicides persistent dans le sol (Aparicio et al., 2013; Primost et al., 2017) souligne le rôle de la matrice du sol comme source de leur éventuelle réémission dans l'atmosphère.

En fonction des propriétés physico-chimiques des composés actifs, des émissions post-application peuvent se produire, atteignant des pertes de près de 90% du produit par volatilisation qui peut durer quelques jours ou plusieurs semaines (Bedos et al., 2002) associée à l'action de l'érosion. l'énergie éolienne en traînant et finalement en soulevant les particules de sol chargées de pesticides de cette matrice dans la colonne d'air (Bidleman, 1988). La dynamique du pesticide dans l'environnement comprend des transferts continus entre ces deux matrices. Bien que ce mouvement se produise normalement uniquement entre des zones adjacentes, des études ont montré que les pesticides peuvent néanmoins parcourir de longues distances pour être détectés dans des endroits extrêmement éloignés de zones largement éloignées des zones agricoles telles que les régions polaires (Baek et al., 2011 ; Unsworth et al., 1999). L'ATZ et ses métabolites ont été détectés principalement en phase vapeur (Cooter et al., 2002) et même à 200-300 km des champs cultivés les plus proches (Thurman et Cromwell, 2000), tandis que le GLP et l'AMPA ont été signalés dans l'air à proximité des zones d'application (Chang et al., 2011; Morshed et al., 2011), indiquant un transport à courte distance dans l'atmosphère principalement en association avec des particules (Bento et al., 2017; Chang et al., 2011). La dynamique atmosphérique probable de ces herbicides est qu'ils sont transportés sur de longues distances puis renvoyés à la surface par dépôt humide et sec (Goel et al., 2005; Messing et al., 2013).

Le dépôt humide est considéré comme la voie prédominante pour éliminer l'herbicide de l'atmosphère, soit par dissolution dans l'eau de pluie pour les composés en phase vapeur, soit par lavage de particules (Bidleman, 1988; Goel et al., 2005). En ce sens, 97% des BPL peuvent être éliminés avec des pluies hebdomadaires supérieures à 30 mm, avec des concentrations maximales de 2,5 μg / L comme cela a été détecté dans l'eau de pluie aux États-Unis (Chang et al., 2011). Dans une vaste étude mondiale, l'ATZ atmosphérique a été détectée dans l'eau de pluie en France (Trautner et al., 1992), en Pologne (Grynkiewicz et al., 2003), aux États-Unis (Majewski et al., 2000; Vogel et al., 2008), l'Allemagne (Hüskes et Levsen, 1997) et l'Italie (Trevisan et al., 1993); avec des valeurs maximales de 40 μg / L enregistrées aux États-Unis (Nations et Hallberg, 1992).

De plus, Goolsby et al. (1997) ont estimé une contribution annuelle de 110 000 kg d'ATZ au bassin du Mississippi à partir de l'atmosphère, une matrice qui peut être considérée comme une source importante de cet herbicide pour les plans d'eau de surface.

Malgré l'utilisation répandue des pesticides en Amérique latine, peu d'informations sur la dynamique des herbicides dans l'atmosphère sont disponibles dans cette région géographique. Et comme le BPL a été récemment classé comme «probablement cancérogène pour l'homme» par le Centre international de recherche sur le cancer (Portier et al., 2016), et au vu des volumes de ces agents appliqués sur les champs et détectés dans le air; une analyse de l'étendue du degré de transport de l'herbicide et de la possibilité de déposer ces composés à la surface de la terre est pertinente et nécessaire. L'objectif de ce travail était donc d'étudier la présence d'herbicides sous la pluie (comme principal moyen de dépôt d'humidité) et d'évaluer les variations spatiales et temporelles correspondantes et ces relations avec les teneurs en herbicides du sol. et les conditions climatiques dans la pampa argentine.

  1. Matériaux et méthodes

2.1. Zone d'étude

La zone d'étude comprenait quatre des cinq provinces argentines de la région de la Pampa (à l'exclusion de La Pampa): Buenos Aires, Entre Ríos, Santa Fe et Córdoba; couvrant une superficie approximative de 60 millions d'hectares. Cette région est à l'origine de 90% du soja et de 80 à 90% du blé, du maïs, du sorgho, de l'orge et du tournesol produits dans le pays. Le climat à dominante tempérée et humide, avec des étés chauds et sans saison sèche, est responsable de ces productions. L'étendue annuelle des précipitations est comprise entre 600 mm dans le sud-ouest et 1200 mm dans le nord-est, tandis que les températures moyennes annuelles maximales et minimales respectives sont de 18 et 6 ° C au sud et de 26 et 14 ° C à le nord. Le gradient annuel des précipitations varie en direction selon les différentes zones, c'est-à-dire qu'au nord, les précipitations diminuent d'est en ouest, tandis qu'au sud du nord au sud. La distribution la plus fréquente des précipitations annuelles dans cette zone implique un maximum en été qui diminue de l'automne à l'hiver et au printemps (Magrin et al., 2007). Sept localités représentatives des provinces de la Pampa ont été sélectionnées (Fig.1), dont deux de Buenos Aires (BA), trois de Córdoba (CB) et une de Santa Fe (SF) et d'Entre Ríos (ER ). Le tableau 1 fournit des descriptions de chaque site. Les cycles de culture ont été pris en compte car ils définissent une saison haute (principalement au printemps) et basse saison (été à automne) d'application d'herbicide qui ont été prises en compte pour l'analyse des variations temporelles.

Les graphiques circulaires de diamètres proportionnels au log10 de la concentration moyenne de GLP + AMPA (μg / kg), indiquent les superficies relatives en hectares de soja plantées aux différents endroits indiqués sur la figure avec le blanc représentant le GLP et le gris AMPA. Principales zones de surveillance: BK, Brinkman + HE, Hersilia (Santa Fe); I + MA, Malvinas Argentinas + MJ, Marcos Juárez (Córdoba); UR, Urdinarrian (Entre Ríos); LP: La Plata + CS, Coronel Suárez (Buenos Aires). La case indique en noir l'emplacement de l'ensemble de la zone de surveillance en Argentine.

2.2. Échantillons d'eau de pluie

Chaque pluie a été surveillée individuellement à chaque endroit (Trevisan et al., 1993). La période d'échantillonnage correspondait aux campagnes d'application d'octobre 2012 à avril 2014 (tableau 1; Ghida Daza et Urquiza, 2014). Les échantillons ont été collectés par entrée directe de gouttes de pluie dans des conteneurs en polypropylène de 1 L (Sakai, 2002) contenant 100 ng de [13C, 15N] glyphosate ([13C, 15N] GLP) et 100 ng de [5D] atrazine. ([5D] ATZ), en tant que systèmes de contrôle et d'assurance qualité. Après chaque pluie, la matière particulaire dans les échantillons a été filtrée à travers des membranes de nylon avec des pores de 0,45 pm de taille et la fraction soluble a été congelée à -20 ° C jusqu'à une analyse supplémentaire.

2.3. Échantillons de sol

La présence des deux herbicides dans les sols a été étudiée dans différentes régions dans lesquelles aucune donnée ou publication antérieure n'était disponible (BK, MA, IT, LP, CS et HE), chaque point cardinal étant sélectionné pour la présence d'un environnement périurbain (Fig.1). Les échantillons ont été prélevés légèrement sous le niveau de la surface, recueillant du sol dans une zone définie de 40 cm × 40 cm et à une profondeur de 5 cm (Feng et Thompson, 1990). Cette procédure a été répétée 5 fois dans chaque champ, un échantillon étant prélevé de chacun des quatre coins à une distance de 20 m vers le centre et un échantillon final prélevé au centre (c'est-à-dire cinq points). Ces sous-échantillons de chaque champ ont été mélangés et homogénéisés in situ et une fraction représentative a été transférée réfrigérée au laboratoire. Là, les échantillons de sol ont été manuellement homogénéisés, broyés et filtrés à travers un tamis de taille de pore de 2 mm pour un stockage ultérieur à -20 ° C jusqu'au moment de l'analyse.

2.4. produits chimiques et réactifs

Les solvants utilisés dans les analyses chimiques et chromatographiques étaient de qualité chromatographie liquide haute performance (HPLC), tandis que tous les sels étaient de qualité analytique (JT Baker-Mallinckrodt Baker Inc., USA). De l'eau pure à nanogramme a été obtenue en laboratoire au moyen d'un système de purification d'eau Sartorius Arium (Sartorius AG, Göttingen, Pays-Bas). Les étalons pour GLP (99%), AMPA (98,5%), [13C, 15N] GLP, [5D] ATZ et 9 fluorénylméthyloxycarbonyl chlorure (FMOC-Cl, HPLC grade à N99%) ont été achetés auprès de Sigma Aldrich (St. Louis, MO, États-Unis).

2.5. Analyse chimique

2.5.1. Préparation d'échantillons pour l'analyse chimique

2.5.1.1. GPL et AMPA. A partir de chaque échantillon, 5 g de sol ont été pesés dans un tube de propylène Falcon ™ de 50 ml et enrichis avec 500 ng de [13C, 15N] GLP. Les niveaux de GLP et d'AMPA ont été déterminés selon Aparicio et al. (2013). Les analytes ont été extraits avec 25 ml d'une solution de K2HPO4 0,1 M et les extraits résultants ont été soumis aux ultrasons 3 fois pendant 10 min avec agitation entre les cycles suivie d'une centrifugation pendant 10 minutes à 3500 g. Une aliquote de 2 ml des échantillons d'eau de pluie et des extraits de sol a d'abord été ajustée à pH = 9 avec du tétraborate de sodium (40 mM), puis 2 ml de solution de FMOC-Cl dans l'acétonitrile ont été ajoutés (Sancho et al. , mille neuf cent quatre vingt seize). La préparation de la solution étalon pour les courbes d'étalonnage et les blancs de réactifs a été réalisée dans des conditions opératoires équivalentes à celles utilisées dans les tests. Tous les échantillons dérivés ont finalement été extraits avec 5 mL de dichlorométhane, centrifugés et le surnageant aqueux filtré à travers une membrane avec une taille de pore de 0,45 µm pour la détermination par spectrométrie de masse HLPC.

2.5.1.2. ATZ. De chaque échantillon, 5 g de sol ont été ajoutés avec 150 ng de [5D] ATZ (à une concentration nominale dans l'analyse instrumentale de 10 ng · mL-1) et extraits en utilisant la méthode dite QuEChERS - qui signifie «Rapide, facile, bon marché, efficace, résistant et sûr »: décrit dans Bruzzoniti et al. (2014). Pour l'extraction, 15 ml d'acide acétique à 1% (v / v) dans l'acétonitrile et le mélange a été agité manuellement pendant 1 minute, soniqué pendant 10 minutes; puis 7,00 g de MgS04 anhydre et 2,00 g d'acétate de sodium ont été ajoutés, suivi par une agitation manuelle pendant 1 minute. Ensuite, l'échantillon a été centrifugé pendant 10 minutes à 3500 g et 1 ml de la solution organique supérieure a été mélangé avec 1 ml d'eau. La solution résultante a finalement été filtrée à travers une membrane de taille de pore de 0,45 um pour une analyse instrumentale ultérieure.

2.5.2. L'analyse instrumentale

L'analyse a été réalisée avec un système HPLC à pompe binaire Agilent 1100 (Agilent Technologies Inc., Miami, FL, USA) en conjonction avec un spectromètre de masse quadripolaire VL avec source d'électropulvérisation-ionisation (Agilent Technologies Inc. , Miami, FL, USA Pour le GLP, une colonne chromatographique inverse C18 (taille de pore X-SELECT ™ 75 mm x 4,6 mm 3 mm de Waters Corp., Milford, MA, USA) a été utilisée. a été maintenu à 25 ± 1 ° C. Un gradient de méthanol: eau (avec les phases mobiles préalablement conditionnées avec de l'acétate d'ammonium 5 mM) dans 0,5 mL · min-1 a été utilisé. Comme décrit dans Meyer et al. (2009) , la surveillance d'ions sélectionnés en mode d'ionisation négative a été appliquée pour la détection de GLP-FMOC, [13C, 15N] GLP-FMOC et AMPA-FMOC. La quantification d'ATZ et de [5D] ATZ a été réalisée en le mode isocratique avec 0,1% (v / v) d'acide formique dans l'acétonitrile / eau (70/30) comme phase d'appareil mobile et avec la même colonne utilisée pour l'analyse BPL. ction, la source d'ionisation électrospray a été appliquée en mode positif. Tout au long de l'essai, de l'azote a été utilisé comme gaz auxiliaire à 8 l / min à une température d'origine de 330 ° C avec des ajustements ioniques correspondant aux composés déprotonés et protonés et à deux ions filles pour la quantification et l'identification, respectivement. L'acquisition et l'analyse des données ont été effectuées à l'aide du logiciel Agilent Chemstation Rev. 10A.02. (Ronco et al., 2016).

2.6. Contrôles qualité et assurance qualité

Les contrôles de qualité lors de l'échantillonnage et de l'analyse des principaux composants impliquaient l'utilisation de réactifs à blanc, d'échantillons en double et de BPL ([13C, 15N] GLP) et ATZ ([5D] ATZ) marqués isotopiquement pour évaluer le temps de rétention et récupération pour toute la procédure sur chaque échantillon.

Pour le contrôle et l'assurance de la qualité dans l'analyse en laboratoire des BPL, AMPA et ATZ, la linéarité, la reproductibilité, la détection et les limites de quantification; l'effet de matrice; et la récupération a été testée selon SANCO (2009).

2.7. L'analyse des données

Une analyse statistique descriptive a été réalisée pour les deux matrices dans toute la région. Le test non paramétrique de Kruskal-Wallis (Conover, 1999) et des comparaisons par paires ont été utilisés avec les concentrations de GLP, d'AMPA et d'ATZ (en μg / L) dans les différentes sites, après avoir vérifié qu'une distribution normale ne s'applique pas. Seules des mesures uniques au-dessus de la limite de détection (LOD) ont été prises en compte, et les concentrations entre la LOD et la limite de quantification (LOQ) ont été remplacées par une valeur égale à la moitié de la LOQ (Delistraty et Yokel, 2007). Pour étudier l'association entre le modèle temporel (c'est-à-dire les campagnes d'application haute et basse) et la fréquence de détection (NLOD versus bLOD), des tableaux de contingence (2 × 2) ont été utilisés pour chaque analyte et un test exact d'indépendance. Fisher était fait. Une analyse de la variation spatiale des pesticides dans les précipitations a été réalisée pour inclure les trois catégories différentes dans toute la région et les 4 provinces étudiées ainsi qu'une analyse impliquant les catégories de précipitations accumulées (zone haute, HZ, à 1000 mm / an; Zone médiane, MZ, à 900-1000 mm / an; et Zone basse, LZ à moins de 900 mm / an). Le coefficient de corrélation de Spearman (Conover, 1999) a été utilisé pour l'information complète sur la LOD et pour évaluer la corrélation entre les analytes à la fois dans les précipitations (n ​​= 112) et dans les matrices de sol (n = 58). La corrélation entre les matrices a été analysée en regroupant les concentrations médianes des différents sites (n = 7). Le site MJ n'a pas été pris en compte en raison du manque d'analyses de sol et de données publiées disponibles. Tous les tests ont été établis à un niveau de signification de 0,05 et des analyses statistiques ont été effectuées à l'aide du logiciel INFOSTAT ™. Les informations météorologiques de chaque précipitation ont été obtenues auprès du ministère argentin de l'Agro-industrie (MINAGRI) et ont ensuite été corrélées avec les concentrations d'herbicides. Les informations climatiques régionales, telles que les régimes des vents et les précipitations annuelles accumulées, ont également été utilisées pour analyser la dynamique des composés. Toutes les cartes ont été construites à l'aide du logiciel QGIS v.2.2.0.

  1. Résultats et discussion

3.1. Paramètres analytiques

La méthode analytique utilisée était linéaire dans la plage étudiée (c'est-à-dire 1-1000 μg / L) pour tous les analytes avec un r N 0,993 (valeur critique = 0,549, 95%, n = 10). La LOD et la LOQ pour l'eau de pluie et pour les sols (entre parenthèses) par rapport aux BPL et AMPA de 0,5 et 1 μg / L (2 et 5 μg / kg), respectivement; tandis que pour l'ATZ, les valeurs correspondantes étaient de 0,1 et 0,2 μg / L (0,2 et 0,5 μg / kg), respectivement. Une analyse de la récupération globale des échantillons liquides et solides, y compris l'effet de fontaine électrospray-ionizction-matrich, réalisée sur les étalons marqués isotopiquement, a donné des valeurs pour l'eau de pluie de 93 ± 5% pour [13C, 15N] GLP et 90 ± 7% pour [5D] ATZ, quantifié pour tous les échantillons (n ​​= 112). Pour les sols, les récupérations étaient de 80 ± 10% pour [13C, 15N] GLP et de 92 ± 5% pour [5D] ATZ. Ces effets de matrice, mesurés par suppression ionique basée sur les caractéristiques des échantillons analysés, étaient en accord avec Taylor (2005) pour ce type de méthodologie analytique. Ces résultats sont conformes aux exigences établies par le règlement SANCO (2009) pour l'analyse des résidus de pesticides.

3.2. Herbicides dans les eaux de pluie dans la région de la pampa

3.2.1. Modèles spatiaux

L'analyse des données pluviométriques des différentes régions (n ​​= 112) indique des fréquences de détection (NLOD) de 80% pour GLP et ATZ (soit 81,3% et 80,4%, respectivement). Des études antérieures impliquant différentes régions des États-Unis pour cette matrice environnementale ont rapporté des plages de détection similaires pour les deux composés, entre 61 et 100% pour le BPL et 69 et 94% pour l'ATZ (Vogel et al., 2008; Chang et al. , 2011; Coupe et al., 2000; Farenhorst et Andronak, 2015). Ces résultats révèlent l'ubiquité de ces herbicides dans l'atmosphère (Majewski et al., 2014).

Dans la présente étude, 65% des BPL et 51% de l'ATZ ont été détectés à des concentrations supérieures à la LOQ. Une analyse plus détaillée a révélé que Córdoba était la province avec la fréquence la plus élevée de détections d'AMPA (42%; tableau 2), mais cette valeur était nettement inférieure à celles d'autres études, où l'AMPA et le BPL ont été détectés à des fréquences similaires avec les deux par supérieure à 70% (Battaglin et al., 2014). La figure 2 représente la distribution spatiale des concentrations de GLP et d'AMPA dans l'eau de pluie.

Les concentrations régionales moyennes et médianes de BPL étaient de 5,5 ± 11,3 μg / L et 1,29 μg · L, respectivement. La concentration maximale de BPL (à 67,3 μg / L) a été mesurée sur le site informatique de la province de Córdoba, où la valeur enregistrée était significativement plus élevée que celles trouvées dans d'autres endroits (tableau 2), en plus d'être plus élevée que celles rapportées pour les échantillons hebdomadaires de Farenhorst et Andronak (2015), à 16,9 μg / L, et de Quaghebeur et al. (2004), à 6,2 μg / L.En Argentine, les doses habituelles de BPL sont d'environ 12 L / Ha / an (CASAFE, 2013) contrairement aux doses de 0,5-2,0 L / Ha / an dans le susdit Le pays est également remarquable, avec des doses au moins 5 fois plus faibles.

Le métabolite AMPA a été détecté dans 33,9% de tous les échantillons, 34,2% ayant des concentrations supérieures à la LOQ. Les concentrations moyenne et médiane étaient de 1,5 ± 1,8 μg / L et 0,75 μg / L, respectivement. La concentration maximale observée dans le présent travail était de 7,91 μg / L, plus élevée que la valeur rapportée par Chang et al. (2011) pour les États États de 0,97 μg / L.Ces résultats de niveaux et de fréquences d'AMPA montrent que l'érosion éolienne est la principale source de ces composés pour l'atmosphère puisque la présence du métabolite est limitée à la dégradation microbiologique dans le sol (Grunewald et al., 2001).

Pour l'ATZ, les concentrations moyennes et médianes dans l'eau de pluie 0,93 ± 3,36 μg / L et 0,22 μg / L, respectivement. Les provinces peuvent être organisées dans l'ordre croissant suivant en fonction des valeurs médianes enregistrées: Buenos Aires = Santa Fe

La pression de vapeur de 0,039 mPa (PPDB, 2017) pour ATZ, comparée aux GLP et AMPA qui sont considérés comme des composés non volatils (UE, 2002; USEPA, 1993), indique une concentration élevée dans la phase vapeur de l'herbicide ATZ (Pankow, 1994), dans la phase de laquelle il est balayé par la pluie moins efficacement que dans sa phase de particules (Majewski et al., 2014; Goolsby et al., 1997).

3.2.2. Modèles temporels

Bien que les volumes d'herbicide appliqués diffèrent selon les cycles de culture annuels (notamment pour le soja, voir tableau 1), des différences non significatives ont été observées entre les concentrations moyennes de GLP, AMPA et ATZ dans l'eau de pluie, mesurées dans les phases de campagnes impliquant une application d'herbicide «forte» et «faible» selon Marino et Ronco (2005). Cependant, les pratiques agricoles actuelles impliquent l'utilisation d'herbicides non seulement pour le désherbage instantané mais aussi pour la jachère induite, ce qui implique une entrée continue d'herbicides tout au long du cycle annuel (DP, 2015). La régularité de la pulvérisation qui en résulte produit un mouvement continu dans l'atmosphère à travers la dérive primaire, en plus d'alimenter le sol en herbicide jusqu'à un point où une pseudo-persistance du GPL a été observée dans différents sols d'Argentine (Primost et al., 2017 ; Soracco et al., 2018). Comme discuté dans la section suivante et évoqué dans l'introduction, les sols constituent une autre source d'herbicides atmosphériques par érosion éolienne: en fait, même pendant une saison d'application élevée, le transport vers l'atmosphère par érosion éolienne peut contribuent de 20 à 40% des herbicides atmosphériques; tandis qu'en semaines sans aucune application, cette contribution atteint 50 à 100% (Chang et al., 2011).

3.3. Le sol comme source d'herbicides dans l'atmosphère

Les fréquences globales de détection d'herbicides dans les sols obtenues dans ce travail étaient de 41% pour le GLP, 22% pour l'AMPA et 32% pour l'ATZ. Ces résultats sont particulièrement pertinents puisque les sols agissent comme une surface d'émission, à la fois pour les composés parentaux en suspension dans l'air (Tao et al., 2008) chargés de particules et de métabolites comme l'AMPA (Bento et al., 2017). Le GLP et l'AMPA contenus dans les centimètres supérieurs du sol sont sensibles à l'érosion éolienne et au transport atmosphérique ultérieur. Silva et coll. (2018) a estimé l'élimination des BPL et AMPA par l'action de l'érosion éolienne qui sera de l'ordre de 1900 mg / ha / an pour les sols avec des concentrations de GLP et d'AMPA inférieures à 0,5 mg / kg et jusqu'à 3000 mg / ha / an pour les sols avecestconcentrations. Les niveaux de GLP et d'AMPA détectés dans les sols des provinces de Buenos Aires, Córdoba et Santa Fe (Fig.1), n'étaient pas significativement différents, avec une concentration moyenne de 125 ± 87 μg / kg (avec un maximum de 323 μg 7 kg). Ces concentrations de BPL se situent dans la plage précédemment observée pour la région sud-est de Buenos Aires par Aparicio et al. (2013) a 35-1502 μg / kg, pero son una decimoctava parte de la de los suelos de la provincia de Entre Ríos, según lo informado por Primost et al. (2017), a 2299 ± 476 μg / kg. Estas diferencias entre los los niveles cuantificados podrían estar relacionados con el sesgo inherente al diseño del muestreo dentro del marco de los objetivos propuestos. Tanto en el presente estudio y en Aparicio et al. (2013) los suelos muestreados estaban asociados con diferentes tipos de cultivos, mientras que Primost et al. (2017) estudió exclusivamente campos de soja, cuyas plantas en particular tienen un mayor requerimiento de GLP.

La concentración total media de ATZ en el suelo fue 13 ± 17 μg 7 kg, junto con un máximo de 66 μg / kg en Córdoba. No se observaron diferencias entre la concentración de ATZ en los suelos de Córdoba y los suelos de Buenos Aires; ambas provincias concentran también la producción de maíz que tiene un mayor requerimiento de ATZ (MINAGRI, 2017). Sin embargo, no hubo datos disponibles de Entre Ríos y solo se detectó un único valor positivo entre los diferentes muestras de suelo de Santa Fe.

3.4. Relaciones entre las concentraciones de herbicidas en el suelo y el agua de lluvia

En agua de lluvia, se observó una correlación significativamente positiva (r = 0.66) entre los valores para GLP y AMPA. Además, esta correspondencia también se observó en el suelo (r = 0,88), como se ha informado para otros matrices ambientales por Primost et al. (2017). Dado que los suelos son las únicos fuente de AMPA para la lixiviación a la atmósfera (Majewski et al., 2014), la correlación entre la concentración de este metabolito y los niveles de GLP en la precipitación son un indicador del papel clave del suelo como una fuente de emisión además de generada en la deriva primaria (Chang et al., 2011). Sin embargo, correlaciones positivas significativas entre esos dos compuestos y ATZ en lluvia (r = 0.46 yr = 0.47 respectivamente) fueron observados, evidenciando el uso combinado de los dos herbicidas en los protocolos agrícolas (Ghida Daza y Urquiza, 2014). Una comparación entre las concentraciones de todos los herbicidas encontrados en el agua de lluvia versus los niveles correspondientes en los suelos locales de los diferentes sitios de estudio, en particular, no revelaron correlaciones significativas entre los compuestos medidos en esos dos entornos de matrices. En vista de este hallazgo, podríamos inferir que los suelos son una fuente de estos compuestos para la atmósfera; pero esa falta de correlación impide la definición de una huella digital atmosférica local, con erosión eólica y volatilización, además de tener un papel importante en el dinámica de esos herbicidas. Por otra parte, la mayor adsorción de GLP y AMPA a las partículas más finas de los suelos (<10 μm) aumenta el transporte aéreo fuera de sitio (Bento et al., 2017).

3.5. Herbicidas en lluvia como consecuencia de factores climáticos

Explorando las variables climáticas registradas para cada precipitación – volumen de precipitación, temperatura máxima y velocidad del viento-, no registramos correlaciones entre cada variable y las concentraciones de GLP, AMPA y ATZ. Además, no hay una asociación significativa entre las concentraciones de los tres herbicidas, según lo registrado por Waite et al. (2005). Debido a la presión de vapor insignificante de ambos compuestos, mencionado por Majewski et al. (2014), en consecuencia, esperábamos que la detección de GLP y AMPA estaría relacionada principalmente con la dinámica de recarga atmosférica de material particulado y por lo tanto a la frecuencia de las precipitaciones en lugar de las condiciones climáticas en el momento de muestreo. Sin embargo, al evaluar la precipitación anual acumulada por siobarras, una asociación entre las concentraciones medias de GLP y AMPA y volúmenes de precipitación anual se observó.

La Fig. 2 ilustra los sitios de monitoreo, subdivididos según los parámetros de precipitación, derivados de las isobarras de precipitación anual acumuladas (AAPI) en particular, las concentraciones medias de GLP en la lluvia cuando fueron agrupados por isobarras exhibieron diferencias significativas (p ≤ 0.05) entre las tres zonas. LZ (zonas de baja lluvia), correspondiente a la AAPI más baja, se caracterizó por concentraciones de GLP significativamente más altas que las registradas las otras zonas, mientras que concentraciones más bajas que las de LZ se detectaron en HZ (zonas de alta lluvia) a pesar de todo un AAPI más alto. Estos resultados están de acuerdo con Messing et al. (2013) y Hill et al. (2002), donde las concentraciones más altas de herbicidas se detectaron en sitios con bajas frecuencias de lluvia (considerando solo la deposición húmeda). AMPA mostró un similar comportamiento con la zona alta que tiene concentraciones medianas significativamente más bajas que los otros dos, mientras que no se encontraron diferencias significativas entre las concentraciones registradas en LZ y MZ.

En cuanto a ATZ, las concentraciones medias evidenciaron un patrón similar, aumentando hacia el suroeste; pero se observaron diferencias significativas solo entre los sitios de las zonas media y alta.

3.6. El papel de la lluvia en la deposición masiva de GLP en el ambiente superficial

En vista de la deposición de lluvia y los cálculos realizados por Coupe et al. (2000) y Vogel et al. (2008), estimamos la contribución de estos herbicidas a nivel superficial de los ambientes en la isobarras de MZ (ver Fig. 2) como el escenario más desfavorable. La precipitación anual para esa zona se estimó en 950 mm, correspondiente a valor medio de las isobarras limitadoras y, por lo tanto, se consideró uniforme sobre toda la superficie. Si entonces las concentraciones regionales medianas (a 1.24 μg / L) se tienen en cuenta, la masa anual de GLP depositada ascendería a unos 11.780 mg/ha/ año. Para evaluar estos resultados, tomando como propuestos por Silva et al. (2018), la aportación anual de la erosión eólica proporciona a la atmósfera unos 1940 mg /ha / año de suelos con concentraciones de GLP por debajo de 0.5 mg / kg. Entonces, desde esas consideraciones, la deposición anual estimada por lluvia indica la extensión de otras fuentes del herbicida para el aire.

Aunque se espera que la escorrentía sea la principal fuente de estos herbicidas para contaminar cuerpos de agua (Messing et al., 2011; Sasal et al., 2015), bajo ciertas condiciones específicas, pòr ejemplo, una tormenta torrencial: la deposición húmeda de pesticidas podría exceder su contribución por escorrentía (Donald et al., 2005). De acuerdo con los resultados encontrados en nuestro estudio, la lluvia definitivamente debe considerarse una fuente relevante de estos contaminantes para entornos de nivel superficie. Como se informó anteriormente por Majewski et al. (2000) y Nations y Hallberg (1992), estos resultados refuerzan la noción que los herbicidas son aeroptrasportados hacia comunidades urbanas y periurbanas, agregando así una posible vía de exposición para humanos y animales en la región de las pampas, como fue citado por Bento et al. (2017) y Battaglin et al. (2014) para otros países. En vista de tales implicaciones, proponemos una actualización de las directrices argentinas para controlar la calidad ambiental incorporando debidamente los criterios de herbicida para el aire ambiente.

Conclusión

Los resultados de este estudio de herbicidas en agua de lluvia, el primero en Argentina handemostrado la alta frecuencia de detección (80%) de GLP y ATZ junto con la ubicuidad de esos compuestos en la atmósfera asociada con las precipitaciones anuales. El máximo de las concentraciones de ambos herbicidas fueron más altas que las detectadas en otros países, posiblemente como consecuencia de las dosis agronómicas más altas utilizadas en Argentina. GLP, AMPA y ATZ se detectaron en suelos, con niveles mayores de concentración de GLP asociados con cultivos de soja que con otros cultivos. Por lo tanto, aunque esta matriz constituye una importante fuente, no se asoció con las concentraciones atmosféricas observadas en la escala local. Una variabilidad espacial de la concentración de plaguicidas se observó entre la precipitación acumulada por isobarras, esto fue más evidente para GLP y AMPA que para ATZ. Por lo tanto, la recarga atmosférica de material particulado determinó la concentración de ambos compuestos en la lluvia. Porque la deposición atmosférica de herbicidas a través de la lluvia en cuerpos de agua superficiales y suelos así como en los sitios urbanos de la región podría constituir una fuente de exposición de la población a estos contaminantes del aire, es necesario incluir esos compuestos en las directrices de calidad del aire y en los programas de monitoreo. Tras la necesaria consideración adicional de la más amplia gama de sustancias activas utilizadas en las prácticas agrícolas actuales en todo el país, también sugerimos futuras investigaciones que involucren la inclusión en los análisis de otros pesticidas que además se sabe que se dispersan en regiones fuera del área de aplicación.


Vidéo: Poisoning Our Children - How Glyphosate And Other Pesticides In Our Food And Environment Damage (Janvier 2022).