Impacto de Imidacloprid en la Descomposición Orgánica Edáfica en Cultivo de Duraznero (página 2)

Pero estos estudios no consideran las interacciones que ocurren entre los organismos a nivel de comunidad, ya que el efecto de una misma sustancia tóxica no afecta de igual manera a las diferentes especies (Van Gestel y Ma, 1988). Las pruebas de bolsas de residuos realizadas en condiciones de campo, como las de Bocock y Gilbert (1957) y Crossley y Hoglund (1962), fueron diseñadas para el estudio del impacto de sustancias químicas sobre el ecosistema suelo. Son una herramienta relativamente simple y de bajo costo (Stadler, 1998) que incluye a la diversidad, la cual es una medida de la complejidad de la comunidad. La desventaja de estos métodos es que debido a la heterogeneidad del suelo, tanto en sentido vertical como horizontal, no permiten realizar extrapolaciones simples del bioensayo (Stadler, 1998).

El imidacloprid [1-[(6-cloro-3-piridinil)metil]-N-nitro-2-imidazolidinimina] es un insecticida sistémico, que pertenece a la familia de las nitroguanidinas. Es fisiológicamente activo contra un amplio rango de insectos, incluyendo algunas especies benéficas (Mullins, 1993). Es altamente efectivo, con baja toxicidad para mamíferos y altamente tóxico para abejas (Apis mellifera L.) si es usado en aplicaciones foliares, especialmente durante floración (CASAFE, 2001). Sin embargo, su efecto sobre los organismos del medio edáfico ha sido ampliamente estudiado en laboratorio sobre el organismo establecido como estándar ecotoxicológico para la República Argentina, Eisenia fetida Savigny (IASCAV, 1996), y que el presente trabajo pretende profundizar en condiciones de campo.

El objetivo de este estudio fue determinar de qué forma las prácticas de manejo de plagas en el cultivo del duraznero inciden sobre los organismos del suelo. Para lo cual se han planteado los siguientes supuestos: en primer lugar, que las aplicaciones de insecticidas al suelo y en altas concentraciones, afectan más a la actividad biológica edáfica que los tratamientos foliares; y en segundo lugar, que dicho impacto es diferencial cuando se estratifica a la comunidad por tamaño.

4. Materiales y métodos

El ensayo se realizó en el huerto frutal de la Facultad de Agronomía de la Universidad de Buenos Aires (34º35′ lat. Sur, 58º29′ long. Oeste) sobre durazneros (Prunus persica (L.) Batsch) de la variedad Red Globe. El lote estaba compuesto por 144 plantas de tres años, conducidas con eje central, espaciado a 2 m dentro de la hilera y a 3 m entre hileras. Se realizó una aplicación del insecticida clorpirifos 12 meses antes del inicio del ensayo, y 6 meses antes del mismo se aplicó el herbicida glifosato y el fungicida zineb. El lote estaba implantado sobre un suelo Argiudol vértico, franco-arcilloso. Se recolectaron muestras de suelo desde 0-10 cm de profundidad al comenzar y al finalizar el ensayo. Las características físicas y químicas del suelo al momento de iniciar el ensayo y el diagnóstico de las mismas se detallan en el Cuadro 1.

Cuadro 1. Características físicas y químicas del suelo y su diagnóstico al inicio del ensayo. Table 1. Physicochemical characteristics and diagnosis of the soil at start of assay.

El ensayo se inició en el mes de enero de 2000 y finalizó en el mes de junio del mismo año. Durante dicho período la temperatura media diaria (tomada como promedio de las temperaturas de las 09:00; 15:00 y 21:00 h) varió entre 8,1 y 30,8ºC, mientras que la precipitación total fue de 882,7 mm (datos suministrados por el Servicio Meteorológico Nacional, Estación Villa Ortúzar). Se delimitaron 36 unidades experimentales de cuatro árboles cada una. Las prácticas de manejo de plagas consistieron en el uso de trampas atractivas y la aplicación de insecticidas. Se utilizaron trampas pegajosas amarillas (Trappit, importada por IQA Aldimar SA, Buenos Aires, Argentina) para atraer principalmente al pulgón verde del duraznero (Myzus persicae Sulzer) y trampas de feromonas (IPM Technologies, Portland, Oregon, USA) para el control del gusano del brote del duraznero (Grapholitha molesta Busk). Se colocaron dos trampas amarillas y una de feromonas en cada una de las parcelas testigo, en las cuales no se aplicó ningún tipo de plaguicida. Se aplicó imidacloprid (Confidor, de Bayer), solución concentrada 35%, en dos tipos de tratamiento: al suelo y foliar. La aplicación foliar se realizó con pulverizadora manual y, en el tratamiento al suelo el plaguicida se aplicó mediante riego. En ambos casos se utilizaron dos concentraciones: 0,5 cm³ L^-1, que es la concentración de uso recomendada por el fabricante, y 20 veces esa concentración, 10 cm³ L^-1. El volumen de aplicación fue de 500 L ha^-1. La concentración máxima utilizada se seleccionó siguiendo el criterio ecotoxicológico del peor escenario posible (EPPO/CoE, 1994; Ramos et al., 2000; Schierholz et al., 2000). La aplicación de imidacloprid se realizó al comenzar el ensayo. En febrero se realizó una aplicación de 10 cm³ L^-1 del acaricida bifentrin, perteneciente al grupo de los piretroides, por la presencia de arañuela roja (Tetranichus urticae Koch.), y en marzo se hizo una segunda aplicación foliar de imidacloprid debido a la presencia de brotes atacados por G. molesta con la concentración más baja (0,5 cm³ L^-1). Estas aplicaciones se hicieron en todas las parcelas excepto en las de los testigos.

Para determinar el impacto de imidacloprid se realizó el ensayo a nivel de campo adaptando los métodos propuestos por Bococky Gilbert (1957), Crossley y Hoglund (1962), e Ingelsfield(1989). Éste consistió en el uso de bolsas de polietileno de dos tamaños de malla: 0,2 y 3,6 mm de diámetro. En cada una de las bolsas se introdujeron 30 g de heno de alfalfa (Medicago sativa L.), con un 14% de humedad, y se enterraron en todos los lotes del ensayo a 10 cm de profundidad, colocando dos bolsas, una de cada tamaño de malla, en cada parcela. A los 156 días de iniciado el tratamiento se extrajeron las bolsas. Su contenido se colocó dentro de bolsas de papel, las cuales se secaron en estufa durante 48 h a 50°C, para determinar el efecto de la actividad biológica edáfica a través de la diferencia en peso de materia seca.

El diseño experimental fue de subparcelas divididas. El factor tratamiento (tipo de aplicación) constituyó la parcela completa. El factor concentración constituyó las subparcelas, que se asignaron aleatoriamente a cada parcela. Finalmente, el factor tamaño de malla formó las sub-subparcelas. La combinación de factores dio origen a 12 tratamientos y se realizaron tres repeticiones de cada uno. El análisis de datos se realizó según análisis de varianza (ANDEVA) y pruebas de comparación de medias de Dunnet y Tukey (p < 0,05).

5. Resultados y discusión

En el Cuadro 2 se observan las características químicas del suelo al finalizar el ensayo. Las diferencias entre el suelo del testigo y el suelo al inicio del ensayo (Cuadro 1), que sólo se dan en cuanto al contenido de C y N total, deben ser asumidas como consecuencia de la variación estacional, ya que se tomaron en distintas épocas del año (enero y junio, respectivamente).

Cuadro 2. Características químicas de los suelos bajo tratamiento de riego, pulverización foliar y del testigo, al finalizar el ensayo. Table 2. Chemical characteristics of the soils under in irrigation and foliar spraying treatments and control plots at the end of the assay.

El ANDEVA de las diferencias de peso seco determinó que no hubo diferencias significativas (Cuadro 3) entre los tratamientos testigos, pulverización e incorporación mediante riego, sobre la descomposición de la materia seca y, por lo tanto, sobre la actividad de la fauna edáfica; probablemente hayan influido en gran parte las condiciones ambientales, en ambos tratamientos.

Cuadro 3. Peso promedio de la materia seca final y desviación estándar, según tratamiento y porcentaje de descomposición. Table 3. Final mean dry matter weight and standard deviation, according to treatment and percentage of decomposition.

Incorporación al suelo mediante riego. Antes de realizar la aplicación hubo un período de sequía y el suelo se encontraba totalmente descubierto de vegetación herbácea entre las hileras y las filas de los árboles, lo cual pudo haber favorecido la evaporación directa desde el suelo, incrementada, además, por la alta temperatura media (28,3ºC) y la radiación solar, cuando se realizó el tratamiento. El día posterior a la aplicación se produjeron precipitaciones, que probablemente hayan favorecido una mayor incorporación del plaguicida a los árboles reduciendo su disponibilidad en el suelo. Días más tarde ocurrieron precipitaciones más intensas que pudieron haber provocado la lixiviación del plaguicida (o parte del mismo) que hubiera podido quedar en el suelo, aunque Ndongo et al. (2000) encontraron una escasa lixiviación de imidacloprid y sus metabolitos. En dicho trabajo se evaluó el efecto de una lluvia artificial, obteniendo como resultado que por debajo de los 65 cm de profundidad, imidacloprid es lixiviado sólo en cantidades trazas (menos del 1,5% de la cantidad total aplicada). En este caso dichas precipitaciones pudieron haber reducido la exposición de los depredadores y descomponedores al insecticida y sus residuos, entonces resultaría lógico que no se haya afectado la descomposición de la materia seca, si se recuerda que las bolsas con alfalfa se encontraban ubicadas a sólo 10 cm de profundidad, donde, debido a la época del año (verano) hay una alta densidad de organismos.

Pulverización foliar. Cuando se realiza una aplicación foliar, generalmente una porción del producto se deposita sobre la superficie del suelo, y finalmente penetra en él. En este caso, debido a la elevada temperatura y baja humedad relativa atmosférica que había al momento de realizar la aplicación, el producto pudo haberse evaporado antes de llegar al suelo. Por otro lado, es probable que una menor cantidad de imidacloprid haya llegado al suelo por escurrimiento luego de depositarse sobre la superficie vegetal y, finalmente, éste haya seguido el mismo destino que el descrito anteriormente para el tratamiento de riego. Esto podría explicar por qué no se encontraron diferencias con el testigo ni con el tratamiento bajo riego.

El imidacloprid está sujeto a diversos procesos en el suelo, tales como volatilización, lixiviación, degradación a distintos metabolitos y la formación de uniones con los componentes del suelo. El potencial de lixiviación de un insecticida se reduce si es retenido por las partículas del suelo debido a la adsorción. Según Celis y Koskinen (1999a) la adsorción es el proceso que más influye en el destino del plaguicida en el suelo. Las características del suelo que más afectan la adsorción son el contenido de arcilla y de carbono orgánico, pudiendo quedar las moléculas de imidacloprid atrapadas en las partículas del suelo, reduciendo su liberación y su biodegradación, tal como lo afirman Xue y Selim (1995). Distintos estudios indican que la adsorción de imidacloprid aumenta con el incremento de C orgánico en el suelo (Rouchaud et al., 1996; Cox et al., 1997; 1998a; Gonzalez Pradas et al., 1999), dada la importancia que tiene la materia orgánica en las uniones químicas del suelo. Esto hace que quede más tiempo retenido, afectando, por lo tanto, por más tiempo a la biota. En este caso, los procesos de adsorción del imidacloprid, si es que se produjeron, no fueron muy relevantes, o su liberación se produjo rápidamente, ya que no se observaron diferencias significativas entre los resultados finales de los suelos bajo tratamiento y el testigo.

Concentración. Tampoco se encontraron diferencias significativas entre las concentraciones utilizadas y el testigo (Cuadro 4). Suponiendo, por lo tanto, que en este caso tampoco se produjeron procesos relevantes de adsorción, en contraposición a lo establecido por, Cox et al. (1998b) y Celis y Koskinen (1999b), quienes encontraron mayor adsorción con menores concentraciones del insecticida en el suelo.

Cuadro 4. Peso promedio de la materia seca final y desviación estándar, según concentración y porcentaje de descomposición. Table 4. Final mean dry matter weight and standard deviation, according to concentration and percentage of decomposition.

Si se comparan los valores de conductividad eléctrica y de pH del suelo testigo con los valores de los suelos bajo tratamientos (Cuadro 2), se puede observar que dichos valores no tuvieron modificaciones relevantes, lo que permitiría suponer que, con las concentraciones utilizadas, imidacloprid no produce la acidificación ni la salinidad del medio.

En un trabajo de Kunkel et al. (1999) hubo alguna reducción de la actividad de las lombrices, pero por corto tiempo. En un estudio de laboratorio realizado por Tu (1995) con imidacloprid, encontró que este insecticida puede causar efectos inhibitorios, durante un corto tiempo, de la actividad de los microorganismos y enzimas del suelo, pero que los microorganismos nativos pueden tolerar su uso para el control de plagas del suelo. Por otra parte, comparando los valores de carbono orgánico y nitrógeno total (Cuadro 2), éstos fueron mayores en los suelos bajo tratamiento en comparación con el suelo testigo. Esto llevaría a pensar que la actividad de los organismos del suelo estaría indirectamente favorecida por el aporte de nutrientes resultante de la degradación del imidacloprid, los cuales podrían ser utilizados como fuente de energía, principalmente para hongos y bacterias descomponedoras. Pero esto no se vio reflejado en los resultados, ya que no hubo diferencias en la cantidad de materia seca descompuesta entre tratamientos y concentraciones, y entre éstos y los testigos. Quizás se pudo haber acelerado inicialmente la descomposición de la materia seca por el incremento de la población microbiana, consecuencia de la mayor disponibilidad de energía, y posteriormente la población edáfica haya vuelto a un nivel inferior cuando el compuesto fue degradado, desacelerando el proceso de descomposición, resultando en un nivel similar de descomposición en todos los tratamientos y concentraciones.

Tamaño de malla. La descomposición de la materia seca fue mayor (P < 0,05) usando la malla de 3,6 mm que en el caso de la malla de menor diámetro (Cuadro 5).

Cuadro 5. Peso promedio de la materia seca final y desviación estándar según el diámetro de la malla y porcentaje de descomposición. Table 5. Final mean dry matter weight and standard deviation, according to mesh size and percentage of decomposition.

Según la clasificación de Anderson (1988), la microfauna está constituida por los invertebrados menores a 0,1 mm; dentro de la mesofauna se incluyen los organismos que miden entre 0,1 y 2 mm de diámetro, mientras que como macrofauna se consideran a aquellos de 2 a 20 mm. Por lo tanto, la malla menor (0,2 mm) permitió el acceso de la microfauna del suelo y de los organismos más pequeños correspondientes a la categoría mesofauna. Estos invertebrados (micro y mesofauna) promueven la actividad microbiana y aceleran la descomposición de la materia orgánica (Wright et al., 1989; Christiansen et al., 1989). En cambio, la malla más grande (3,6 mm) permite la entrada indiscriminada de los anteriores más algunos macroorganismos, como por ejemplo lombrices y ciertos nemátodos que forman parte de la mesofauna. Algunos de estos organismos, que constituy en la macrofauna, son responsables de los procesos de formación y recuperación de suelos, otros actúan descomponiendo los residuos vegetales, promoviendo la mineralización y la humificación al mezclar la materia orgánica con las partículas del suelo. Por lo tanto, utilizando la malla de mayor tamaño que permite el ingreso de un mayor número de organismos en general y de la macrofa una en particular, se generó una mayor descomposición de la materia seca en las bolsas, comprobando que en este suelo en condiciones de campo es relevante la actividad descomponedora de los macroorganismos. También es probable que en estas bolsas fuera más fácil el ingreso de humedad favoreciendo aún más el proceso de descomposición.

Interacción. Se encontraron diferencias significativas en la interacción tratamiento-concentración-tamaño de malla (Cuadro 6).

Cuadro 6. Peso de materia seca final para la combinación tratamiento-concentración y testigo para ambos tamaños de malla. Table 6. Final dry matter weight in the treatment-concentration interaction and control for the two mesh size.

En todos los tratamientos hubo una mayor descomposición de la materia seca (p < 0,05) para la malla de mayor diámetro (Cuadro 5). Esto puede explicarse porque en este trabajo, el efecto del tamaño de malla resultó más importante que el tipo de aplicación y la concentración. Pero el tratamiento de pulverización foliar y alta concentración (t_f c2) de la malla de menor diámetro difirió significativamente con los otros tratamientos para el mismo tamaño de malla (Cuadro 6). Es probable que en el sector del suelo donde se hallaban estas muestras hubiera algún gradiente de humedad, que no fue detectado por los análisis de suelo convencionales realizados, que limitara la actividad descomponedora.

El método de bolsas de residuos permite evaluar discriminadamente a los organismos del suelo por tamaño, pudiendo utilizar la biota del suelo inalterada, y si bien este tipo de técnicas no están aún validadas internacionalmente para el registro de plaguicidas, existe una creciente aplicación para estudios ecotoxicológicos. Se debe tener en cuenta que estos resultados no pueden ser extrapolados dado su carácter local, lo cual no significa que no puedan servir como antecedente para futuras investigaciones.

Es conocido el potencial de los organismos benéficos para suprimir naturalmente a las poblaciones plagas, pero cuando se excede el umbral de daño, puede ser necesario el uso de insecticidas para reducir su incidencia, aunque tratando de causar el menor daño posible a las especies benéficas presentes. La aplicación de insecticidas al suelo es una práctica que ayuda a reducir los daños sobre los insectos benéficos del medio aéreo, pero puede afectar a las comunidades edáficas y a los procesos que allí ocurren.

6. Conclusiones

El presente trabajo demostró que la actividad biológica de descomponedores del suelo bajo las condiciones imperantes durante un período de cinco meses de estudio a campo no fue afectada por la aplicación de imidacloprid en forma foliar ni al suelo, tanto con concentraciones recomendadas por el fabricante (0,5 cm³ L^-1) o elevadas (10 cm³ L^-1), pudiéndose concluir que los efectos del insecticida fueron nulos o de corta duración. Estos resultados muestran que se podría usar este insecticida, tanto en aplicaciones foliares como al suelo, con la seguridad de no afectar la actividad descomponedora de la materia orgánica del suelo.

Por otro lado, cuando se discriminan las comunidades edáficas por el tamaño de los organismos, la mayor descomposición de material vegetal observada en las bolsas de mayor tamaño de malla comprueban que la macrofauna tiene un importante rol en este proceso en condiciones de campo en este monte de durazneros.

Reconocimientos

Se agradece especialmente al Ingeniero Agrónomo Fortunato Covatta, Cátedra de Fruticultura, y a la Licenciada Susana Delfino, Cátedra de Estadística, ambos docentes de la Facultad de Agronomía de la Universidad de Buenos Aires, por su valiosa colaboración en la realización del presente trabajo.

7. Literatura citada

Anderson, J.M. 1988. Spatiotemporal effects of invertebrates on soil processes. Biol. Fertil. Soils 6:216-227.

Bocock, K.L., and O.J. Gilbert. 1957. The disappearance of leaf litter under different woodland conditions. Plant Soil 9:179-185.

Caffarini, P.M., y A.B. Della Penna. 2001. Consecuencias ambientales del uso de plaguicidas. p. 193-212. In Giuffré, L. (ed.). Impacto ambiental en agroecosistemas. Universidad de Buenos Aires, Facultad de Agronomía, Buenos Aires, Argentina.

CASAFE. 2001. Guía de productos fitosanitarios para la República Argentina. 1600 p. 10^a ed. Ed. Cámara de Sanidad Agropecuaria y Fertilizantes, Buenos Aires, Argentina.

CASAFE. 2003. Estadísticas de agroquímicos. Cámara de Sanidad Agropecuaria y Fertilizantes (CASAFE). Disponible en http://www.casafe.org/m2002.htm. Leído el 26 de diciembre de 2003.

Celis, R., and W.C. Koskinen. 1999a. Characterization of pesticides desorption from soil by the isotopic exchange technique. Soil Sci. Soc. Am. J. 63:1659-1666.

Celis R., and W.C. Koskinen. 1999b. An isotopic exchange method for the characterization of the irreversibility of pesticide sorption-desorption in soil. J. Agric. Food Chem. 47:782-790.

Christiansen, T.A., J.A. Lockwood, and J. Powell. 1989. Litter decomposition by arthropods in undisturbed and intensively managed mountain brush habitats. Great Basin Nat. 49:562-569.

CIAFA. 2003. Estadísticas de agroquímicos. Cámara de la Industria Argentina de Fertilizantes y Agroquímicos (CIAFA). Disponible en http://www.ciafa.org.ar. Leído el 26 de diciembre de 2003.

Cope, O.B. 1971. Interactions between pesticides and wildlife. Annu. Rev. Entomol. 16:325-64.

Cox, L., W.C. Koskinen, and P.Y. Yen. 1997. Sorption-desorption of imidacloprid and its metabolites in soils. J. Agric. Food Chem. 45:1468-1472.

Cox, L., W.C. Koskinen, and P.Y. Yen. 1998a. Changes in sorption of imidacloprid with incubation time. Soil Sci. Soc. Am. J. 62:342-347.

Cox, L., W.C. Koskinen, and P.Y. Yen. 1998b. Influence of soil properties on sorption-desorption of imidacloprid. J. Environ. Sci. Health Part B 33:123-134.

Crossley, D.A. Jr., and M.P. Hoglund. 1962. A litterbag method for the study of microarthropods inhabiting leaf litter. Ecology 43:571-753.

EPPO/CoE. 1994. Environmental risk assessment scheme of plant protection products. p. 37-88. EPPO Bull. 24. European and Mediterranean Plant Protection Organization and Council of Europe, París, France.

Gonzalez Pradas, E., F. Flores Cespedes, M.D. Urena Amate, M. Fernandez Perez, M.G. Camisa, E. Capri, et al.. 1999. Adsorption of diuron, imidacloprid, procymidone and pyrimethanil on Mediterranean soils. p. 313-319. In Del Re, A.A.M. et al. (eds.). Human and environmental exposure to xenobiotics. Proc. XI Symp. Pesticide Chem. 11-15 sept. 1999. ISBN: 88-7830299-6. Cremona, Italy.

Heimbach, F. 1992. Correlation between data from laboratory and field tests for investigating the toxicity of pesticides to earthworm. Soil Biol. Biochem. 24:1749-1754.

IASCAV. 1996. Resolución IASCAV 17/95. Instituto Argentino de Sanidad y Calidad Vegetal (IASCAV). In Manual de procedimientos, criterios y alcances para el registro de productos fitosanitarios en la República Argentina. p. 160-234. Secretaría de Agricultura, Pesca y Alimentación, Buenos Aires, Argentina.

Ingelsfield, Ch. 1989. Pyrethroids and terrestrial non-target organisms. Pest. Sci. 27:387-428.

Kunkel, B.A., D.W. Held, and D.A. Potter. 1999. Impact of halofenozide, imidacloprid and bendiocarb on beneficial invertebrates and predatory activity in turfgrass. J. Econ. Entomol. 92:922-930.

Menzie, C.M. 1972. Fate of pesticides in the environment. Annu. Rev. Entomol. 17:199-222.

Mullins, J.W. 1993. Imidacloprid: a new nitroguanidine insecticide. p. 183-198. Pest control with enhanced environmental safety. ACS Symposium Series 524. American Chemical Society, Washington, USA.

Ndongo, B., G.D. Leroux, and J. Fortin. 2000. Transport of linuron, imidacloprid and bromide along soil columns and field lysimeters. Biotechnol. Agron. Soc. Environ. 4:33-40.

Neuhauser, E.F., and C.A. Callahan. 1990. Growth and reproduction of the earthworm Eisenia fetida exposed to sublethal concentrations of organic chemicals. Soil Biol. Biochem. 22:175-179.

Ramos, C., G. Carbonell, J.M. García Baudín, and J.V. Tarazona. 2000. Ecological risk assessment of pesticides in the Mediterranean region. The need for crop-specific scenarios. Sci.Total Environ. 247:269-78. www.bireme.br

Schierholz, I., D. Schäfer, and O. Kolle. 2000. The Weiherbach data set: An experimental data set for pesticide model testing on the field scale. Agric. Water Manage. 44:43-61.

Stadler, T. 1998. Bioindicadores de la contaminación de suelos: efectos secundarios de insecticidas sobre la fauna edáfica. Revista del Museo Argentino de Ciencias Naturales Bernardino Rivadavia. Revista Ecotoxicología, Nueva Serie N° 153:1-10. Buenos Aires, Argentina.

Tu, C.M. 1995. Effect of five insecticides on microbial and enzymatic activities in sandy soil. J. Environ. Sci. Health 30:289-306.

van Gestel, C.A.M., and W. Ma. 1988. Toxicity and bioaccumulation of chlorophenolsin earthworms, in relation to bioavailability in soil. Ecotoxicol. Environ. Saf. 15:289-297.

Wright, D.H., V. Huhuta, and D.C. Colleman. 1989. Characteristics of defaunated soil. II. Effects of reinoculation and the role of mineral component. Pedobiologia 33:427-435.

Xue, S.K., and H.M. Selim. 1995. Modeling adsorption-desorption kinetics of alachlor in a typic Fragiudalf. J. Environ. Qual. 24:896-903.

Yu, L., Y. Zang, Y. Zhong, and Z.M. Kong. 1999. Toxicological study of two novel pesticides on earth worm Eisenia fetida. Chemosphere 39:2347-2356.

Zang, Y., Y. Zhong, Y. Luo, and Z.M. Kong. 2000. Genotoxicity of two novel pesticides for the earthworm, Eisenia fetida Environ. Pollut. 108:271-278.

¹ Investigador independiente. Donovan 1059, Lanús (1824), Buenos Aires, Argentina.

² Universidad de Buenos Aires, Facultad de Agronomía, Av. San Martín 4453, Buenos Aires (1417), Argentina. *Autor para correspondencia.

Autor:

Mariana Cecilia Fernández