Artículo científico / Scientific paper
CONTAMINACIÓN AMBIENTAL
pISSN:1390-3799; eISSN:1390-8596
http://doi.org/10.17163/lgr.n38.2023.07
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*1, Carlos Cerón Pánchig2, y Karla Landeta Jibaja2
1Universidad Politécnica Salesiana del Ecuador sede Quito. Grupo de Investigación en Ecología y Gestión de los Recursos Natu-
rales (GIERENA). Av. Morán Valverde y Rumichaca s/n, Quito, Ecuador.
2Carrera de Ingeniería Ambiental, Universidad Politécnica Salesiana. Código Postal 170517, Quito, Ecuador.
*Autor para correspondencia: rsanchezp@ups.edu.ec
Manuscrito recibido el 06 de septiembre de 2021. Aceptado, tras revisión, el 28 de abril de 2022. Publicado el 1 de septiembre de 2023.
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 rea-
lizado 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 yPOCIS 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.
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©2023, Universidad Politécnica Salesiana, Ecuador.
Cálculo de la carga fluvial de plaguicidas en el río Pisque (Ecuador) entre junio de 2018 y mayo
de 2019
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 sam-
pling 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 labora-
tory 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.
IDs Orcid:
Renato Sánchez Proaño: http://orcid.org/0000-0002-5015-7570
Carlos Cerón Pánchig: http://orcid.org/0000-0003-3968-3681
Karla Landeta Jibaja: http://orcid.org/0000-0002-5996-7481
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CONTAMINACIÓN AMBIENTAL Sánchez Proaño, R., Cerón Pánchig, C. y Landeta Jibaja, K.
1 Introducción
Los plaguicidas se aplican casi universalmente en
terrenos de cultivos agrícolas, parcelas y en la in-
dustria florícola, centrándose el presente estudio en
esta actividad económica, ya que es una de las prin-
cipales 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 Muni-
cipal 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 desem-
boca en el río Esmeraldas y en el océano Pacífico.
Los invernaderos dedicados a la producción florí-
cola 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 Uni-
dos (Corrales, 2016) y a factores ambientales, como
la gran iluminación solar que ocurre a los 2800 y
2900 msnm, las temperaturas estables durante to-
do 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.
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Se estima que menos del 0,1% de los pesticidas
aplicados a los cultivos alcanzan su objetivo, mien-
tras 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, afec-
tando su calidad y salud humana. Entre las afecta-
ciones al agua se tiene el incremento de la toxici-
dad, del carbón orgánico no biodegradable, de la
conductividad eléctrica, y de la materia sólida (Ca-
lamari y Barg, 1993); mientras que las principales
afectaciones a la salud humana son daños al siste-
ma nervioso, alteraciones hormonales, cáncer, da-
ños 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) (Al-
varez 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 or-
gánicos 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 for-
ma pasiva adsorbiendo los contaminantes por pro-
cesos 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 bioacu-
mulados en organismos vivos (Alvarez y col., 2004;
Vrana y col., 2005; Fedorova y col., 2014; Kot, Zabie-
gała y Namie´snik, 2000). Sin embargo, su uso en el
campo ambiental requiere de una calibración de la-
boratorio 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 unidireccio-
nalmente, 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 Sim-
tech, 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) des-
pués 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 Gra-
nobles 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 usa-
ron dispositivos SPMD (Semipermeable Membrane
Devices/Dispositivos de membrana semipermea-
ble) y para no polares POCIS (Polar Organic Che-
mical Integrative Sampler/Muestreador integrador
de compuestos orgánicos polares). La diferencia de
potenciales químicos del analito entre los medios lí-
quido 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 ana-
lito que se encontraba en el cuerpo de agua (Górec-
ki 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).
Ms(t) = CwRst(1)
Donde Ms(t)es la masa del analito acumulada
en el muestreador luego del tiempo de exposición.
Rses la constante de proporcionalidad, Cwes la con-
centración de analito en el ambiente acuoso, y tco-
rresponde al tiempo de exposición. Los dispositivos
usados son los distribuidos por la empresa “EST-
Lab” ubicada en St. Joseph, Missouri, Estados Uni-
dos. Los dispositivos POCIS son del modelo “Oa-
sis HLB rectangular” y los dispositivos SPMD son
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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 realiza-
ron 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 permanen-
cia 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 precipitacio-
nes.
Para el análisis de pesticidas se realizó un proce-
dimiento 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 Nar-
váez, 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 eficien-
cia o High Performance Liquid Chromatography
(HPLC). Para esto se consideraron las técnicas pa-
ra 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 fa-
se 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 pola-
res 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 ma-
triz de fotodiodos y el software Empower 3 desa-
rrollado 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
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de 2019
la cinética de intercambio en el muestreo pasivo se
puede realizar en el laboratorio. El método experi-
mental es el más conveniente para conocer los co-
eficientes de transferencia, ya que la velocidad de
transferencia depende de varios factores hidrodiná-
micos 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 úni-
co factor en el laboratorio se realizó en un canal hi-
drodinámico 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 ana-
lizándose 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 me-
dia 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 tiem-
po.
3 Resultados
Los resultados en medidas de caudal en metros cú-
bicos 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 Pis-
que, 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 canti-
dad de 24 plaguicidas, los cuales se presentan en la
Tabla 2. En ninguno de estos ingredientes se encon-
tró una toxicidad del Tipo I o compuestos clasifica-
dos como COP; de los encontrados tres son de toxi-
cidad Tipo II, 13 de Tipo III y 9 de Tipo IV. Sin em-
bargo, se decidió incrementar la medición del DDT
4,4’ con el fin de comprobar la permanencia de es-
te químico en el suelo que presenta contacto con el
agua y que posiblemente fue usado en décadas an-
teriores.
Tabla 1. Resultados de aforos realizados en los ríos en m3/s.
No. Fuente 2019 2018
Ene Feb Mar Abr May Jun Jul Ago Sep Oct Nov Dic
1 Río Granobles 1,2 3,4 2,8 3,6 5,4 2,1 1,6 1,4 0,8 2,1 2,4 3,6
2 Río Guachalá 3,1 5,9 21,9 24,4 13,5 0,2 4,7 0,4 2 5,6 7,5 7,1
3Río Pisque
(punto 1) 4,3 9,3 24,7 28 18,9 2,3 6,3 1,8 2,8 7,7 9,9 10,7
4Río Pisque
(punto 2) 9,6 15,4 20,9 25,8 35,5 6,3 11,2 5,2 6,5 12,9 13,4 15
Con estos plaguicidas, se procedió a la calibra-
ción de los muestreadores pasivos SPMD y POCIS
los cuales se presentan en la Tabla 2, el tipo de dis-
positivo 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 medicio-
nes obtenidas desde los dispositivos pasivos a los 3,
6 y 9 días.
De los valores anteriores se obtuvieron las cons-
tantes de proporcionalidad con estas tasas, y los
caudales mensuales se obtuvieron las cargas fluvia-
les de plaguicidas transportadas al año en los cua-
tro puntos de medición, los cuales se presentan en
la Tabla 3.
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Tabla 2. Plaguicidas medidos, dispositivos usados para esta medición y concentraciones obtenidas al tiempo 0, 3, 6 y 9 días.
Ingrediente Dispositivo usado
para la medición
Muestras de agua
Iniciales a 0 días (µg/L) A 3 días (µg/L) A 6 días (µg/L) A 9 días (µg/L)
Abamectina SPMD 0,646695501 0,53849858 0,54167056 0,47745176
Bifenazato SPMD 0,518783287 0,340566 0,273792 0,150416
Captan SPMD 0,560243903 0,46804891 0,46794318 0,41566033
Carboxina SPMD 0,693843997 0,68067431 0,49621795 0,42715263
Clofentezine SPMD 0,563645605 0,47704974 0,45991542 0,38852853
Clorotalonil POCIS 0,619721452 0,55072321 0,56884298 0,53318026
Clorfenapir SPMD 0,562550269 0,51234852 0,43466815 0,40084613
Ciproconazol SPMD 0,96418066 0,84196316 0,86543625 0,68150459
Dazomet SPMD 0,712663906 0,57978667 0,59948895 0,59945474
DDT 4,4’ POCIS 0,80498488 0,7250131 0,7246846 0,7596978
Diafentiuron SPMD 0,917674635 0,5788426 0,46744052 0,39246549
Difenoconazol SPMD 0,760377939 0,6463111 0,62050694 0,53513305
Furalaxyl SPMD 0,615093338 0,55017808 0,47513903 0,41824266
Hexythiazox POCIS 0,886933592 0,60465611 0,46895995 0,38146892
Imidacloprid POCIS 0,56145588 0,51898931 0,50362015 0,52374401
Isopyrazam SPMD 1,079953092 0,96459406 0,96196111 0,97657145
Kasugamicina SPMD 0,961088186 0,82968248 0,84669486 0,89287705
Mancozeb SPMD 0,999337494 0,8777455 0,83864724 0,72522865
Mandipropamida SPMD 0,727720428 0,68136426 0,64661057 0,64078673
Metalaxil-M SPMD 0,70121361 0,55710826 0,51705397 0,52321987
Oxicarboxina SPMD 0,6815315 0,56779358 0,51636684 0,54778815
Tiabendazol SPMD 0,814691604 0,49154876 0,42893184 0,33380668
Tiametoxam SPMD 0,536073681 0,35322476 0,29355718 0,23723684
Thiocyclam SPMD 1,067956414 0,87624062 0,90435532 0,78547042
Thiram SPMD 0,505084445 0,41808088 0,37347192 0,34748851
4 Conclusiones y Discusión
De los 25 agrotóxicos medidos, todos fueron detec-
tados por los dispositivos SPMD y POCIS a excep-
ción 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 con-
centración 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 concentra-
ciones 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 Clo-
fentezine 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 in-
secticidas y los fungicidas en Ecuador son los agro-
tóxicos más utilizados (Valarezo y Muñoz, 2011).
El arrastre más alto de DDT en aguas superficia-
les fue en el río Granobles con 0,194 T/año, debido
a que en esta subcuenca se encuentran las indus-
trias 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 pla-
guicida persistente; por lo tanto, la contaminación
de los suelos y el agua con sustancias químicas y re-
siduos 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).
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Cálculo de la carga fluvial de plaguicidas en el río Pisque (Ecuador) entre junio de 2018 y mayo
de 2019
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).
Agrotóxico Masa trasportada en el río al año (Kg/año)
Río Granobles Río Guachalá Río Pisque (Punto 1) Río Pisque (Punto 2)
Abamectin 6,653528 505,477019 629,176347 122,808668
Bifenazate 6,620319 160,148325 77,819682 64,863366
Captan 144,33157 0,360573 160,588781 28,004311
Carboxine 39,944796 18,24502 96,992282 370,995619
Clofentezine 852,05047 1,020008 953,89041 605,280247
Chlorothalonil 29,324674 117,808407 103,970527 0,051113
Chlorfenapyr 16,68012 0,833866 10,451968 12,665925
Ciproconazol 0 0 0 0
Dazomet 12,829044 10,348819 30,244102 14,955096
DDT 4,4’ 194,122733 0 15,599694 0,533583
Diafenthiuron 17,144261 354,515585 264,258417 235,911596
Difeconazol 121,341225 0,244132 322,424488 430,743341
Furalaxyl 347,413055 4,556359 491,844465 253,193159
Hexythiazox 1207,15446 555,134675 935,364327 1,356934
Imidacloprid 467,290891 68,016049 965,451402 35,350273
Isopyrazam 68,172396 21,459916 129,310744 131,940685
Kasugamicin 644,610004 84,379842 956,951816 441,095821
Mancozeb 205,192694 0 78,173762 29,875791
Mandipropamid 2,579379 0 4,215016 2,875818
Metalaxyl-M 6,479502 0,240234 7,657236 1,748932
Oxycarboxine 463,488287 0,879675 178,184092 82,686197
Thiabendazole 7,520012 3,113556 10,797758 6,585262
Tiametoxam 21,313513 14,81764 49,24951 11,928538
Thiocyclan 11,820493 2,312543 37,89562 20,001449
Thiran 84,577268 6,421586 144,596888 76,786843
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 en-
contradas en laboratorio (Tabla 2). En los análisis
de campo esto se puede deber a factores ambien-
tales, 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 perma-
nencia en los cuerpos hídricos a pesar de tener una
toxicidad del Tipo IV, con una disminución de úni-
camente 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 conocimien-
to 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 ana-
lizar el ciclo de vida completo de los plaguicidas en
la cuenca, analizando sus destinos finales y la ex-
posición humana y de otras especies a través de los
diferentes medios y vías, como por ejemplo alimen-
tos, evaporación al aire, transferencia al suelo o al
agua subterránea (Margni y col., 2002).
Agradecimientos
Este proyecto fue financiado por la Universidad Po-
litécnica Salesiana con sede en Quito- Ecuador, sin
este apoyo no hubiera sido posible llevar a buen fin
el mismo.
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©2023, Universidad Politécnica Salesiana, Ecuador. 103
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