Degradación de plaguicidas

La degradación de plaguicidas es el proceso mediante el cual un plaguicida se transforma en una sustancia inocua compatible con el medio ambiente del lugar donde se aplicó. A nivel mundial, se estima que se utilizan entre 1 y 2,5 millones de toneladas de ingredientes activos de plaguicidas cada año, principalmente en la agricultura . El cuarenta por ciento son herbicidas , seguidos de insecticidas y fungicidas. Desde su desarrollo inicial en la década de 1940, se han empleado múltiples plaguicidas químicos con diferentes usos y modos de acción . Los plaguicidas se aplican en grandes áreas tanto en la agricultura como en entornos urbanos. Por lo tanto, el uso de plaguicidas representa una importante fuente de aportes químicos ambientales difusos. ^{[ 1 ]}

En principio, los plaguicidas se registran para su uso solo después de que se demuestre que no persisten en el medio ambiente considerablemente más allá de su período de uso previsto. Por lo general, las vidas medias documentadas en el suelo oscilan entre días y semanas. Sin embargo, los residuos de plaguicidas se encuentran de forma ubicua en el medio ambiente en concentraciones que van desde ng/litro hasta microgramos bajos (μg/litro). Por ejemplo, los análisis de aguas subterráneas y agua potable aún no tratada en países industrializados suelen detectar entre 10 y 20 sustancias en concentraciones recurrentes superiores a 0,01 μg/dL (3,6 × 10⁻¹² lb/pulg³ ), ^la concentración máxima aceptada de plaguicidas en agua potable en muchos países. Aproximadamente la mitad de las sustancias detectadas ya no se utilizan y entre el 10 y el 20 % restante son productos de transformación estables. ^{[ 1 ]}   

Se han encontrado residuos de plaguicidas en otros entornos. El transporte desde las aguas subterráneas puede dar lugar a una presencia en bajas concentraciones en las aguas superficiales. Se han detectado plaguicidas en regiones de gran altitud, lo que demuestra su persistencia suficiente para sobrevivir al transporte a través de cientos de kilómetros en la atmósfera. ^{[ 1 ]}

La degradación implica procesos de transformación tanto bióticos como abióticos. La transformación biótica está mediada por microorganismos , mientras que la transformación abiótica implica procesos como reacciones químicas y fotoquímicas . Los procesos de degradación específicos para un plaguicida determinado dependen de su estructura y de las condiciones ambientales a las que está expuesto. Los gradientes redox en suelos, sedimentos o acuíferos suelen determinar qué transformaciones pueden ocurrir. De manera similar, las transformaciones fotoquímicas requieren luz solar, disponible solo en el metro o metros superiores de lagos o ríos, superficies vegetales o capas submilimétricas de suelo. La fototransformación atmosférica es otra influencia potencial de remediación. ^{[ 1 ]}

La información sobre la degradación de plaguicidas está disponible a partir de los datos de las pruebas requeridas. Esto incluye pruebas de laboratorio sobre hidrólisis acuosa, fotólisis en agua y aire, biodegradabilidad en suelos y sistemas agua-sedimento en condiciones aeróbicas y anaeróbicas , y destino en lisímetros de suelo . Estos estudios ofrecen poca información sobre cómo los procesos de transformación individuales contribuyen a la degradación observada in situ. Por lo tanto, no ofrecen una comprensión rigurosa de cómo las condiciones ambientales específicas (por ejemplo, la presencia de ciertos reactivos) afectan la degradación. Dichos estudios tampoco abarcan condiciones ambientales inusuales, como entornos fuertemente sulfídicos, como estuarios o lagunas de pradera, ni revelan transformaciones a bajas concentraciones residuales en las que la biodegradación puede detenerse. Por lo tanto, aunque la estructura molecular generalmente predice la reactividad intrínseca, las predicciones cuantitativas son limitadas. ^{[ 1 ]}

La biodegradación se reconoce generalmente como el principal factor que contribuye a la degradación. Mientras que las plantas, los animales y los hongos ( Eukaryota ) suelen transformar los plaguicidas para su desintoxicación mediante el metabolismo por enzimas de amplio espectro, las bacterias ( Prokaryota ) los metabolizan con mayor frecuencia . Esta dicotomía probablemente se deba a una gama más amplia de objetivos sensibles en los eucariotas. Por ejemplo, los ésteres de organofosfato que interfieren con la transmisión de señales nerviosas en los insectos no afectan los procesos microbianos y proporcionan nutrientes a los microorganismos cuyas enzimas pueden hidrolizar los fosfotriésteres. Es más probable que las bacterias contengan dichas enzimas debido a su fuerte selección de nuevas enzimas y vías metabólicas que suministran nutrientes esenciales. ^{[ 2 ]} Además, los genes se mueven horizontalmente dentro de las poblaciones microbianas, propagando vías de degradación de reciente evolución. ^{[ 1 ]}

Algunas transformaciones, en particular las sustituciones, pueden ocurrir tanto biótica como abióticamente, aunque las reacciones catalizadas por enzimas suelen alcanzar velocidades más altas. Por ejemplo, la decloración hidrolítica de atrazina a hidroxiatrazina en el suelo por enzimas bacterianas decloradoras de atrazina alcanzó una constante de velocidad de segundo orden de 10⁵/ mol /segundo, probablemente dominante en el medio ambiente. En otros casos, las enzimas facilitan reacciones sin contraparte abiótica, como con el herbicida glifosato , que contiene un enlace CP estable frente a la luz, el reflujo en ácidos o bases fuertes y otras condiciones abióticas. Los microbios que rompen el enlace CP están ampliamente distribuidos en el medio ambiente, y algunos pueden metabolizar el glifosato. El sistema enzimático de la CP liasa está codificado por un complejo operón de 14 genes . ^{[ 1 ]}

Los intermediarios de la biodegradación pueden acumularse cuando las enzimas que los producen operan más lentamente que las que los consumen. En el metabolismo de la atrazina, por ejemplo, se acumula un nivel constante sustancial de hidroxiatrazina a partir de este proceso. En otras situaciones (por ejemplo, en el tratamiento de aguas residuales agrícolas ), los microorganismos crecen principalmente en otros sustratos de carbono más fácilmente asimilables, mientras que los plaguicidas presentes en concentraciones traza se transforman mediante un metabolismo fortuito, produciendo intermediarios potencialmente recalcitrantes. ^{[ 1 ]}

Los plaguicidas persisten durante décadas en las aguas subterráneas , aunque, en principio, las bacterias son abundantes y potencialmente capaces de degradarlos por razones desconocidas. Esto podría estar relacionado con la observación de que la degradación microbiana parece detenerse a bajas concentraciones de plaguicidas en entornos con pocos nutrientes, como las aguas subterráneas. Hasta el momento, se sabe muy poco sobre la biodegradación de plaguicidas en tales condiciones. Se han carecido de métodos para seguir la biodegradación en aguas subterráneas durante los largos periodos de tiempo relevantes y para aislar los microorganismos degradadores pertinentes de dichos entornos. ^{[ 1 ]}

En las aguas superficiales, la fototransformación puede contribuir sustancialmente a la degradación. En la fototransformación “directa”, los fotones son absorbidos por el contaminante, mientras que en la fototransformación “indirecta”, se forman especies reactivas mediante la absorción de fotones por otras sustancias. Los espectros de absorción electrónica de los plaguicidas suelen mostrar poca superposición con la luz solar , de modo que solo unos pocos (por ejemplo, trifluralina ) se ven afectados por la fototransformación directa. ^{[ 3 ]} En las aguas superficiales están presentes varios absorbentes de luz fotoquímicamente activos, que potencian la fototransformación indirecta. El más destacado es la materia orgánica disuelta (MOD), que es precursora de estados triplete excitados, oxígeno molecular, aniones radicales superóxido y otros radicales. Los iones nitrato y nitrito producen radicales hidroxilo bajo irradiación. La fototransformación indirecta es, por lo tanto, el resultado de reacciones paralelas con todas las especies reactivas disponibles. ^{[ 4 ]} La tasa de transformación depende de las concentraciones de todas las especies reactivas relevantes, junto con sus constantes de velocidad de segundo orden correspondientes para un plaguicida dado. Estas constantes se conocen para el radical hidroxilo y el oxígeno molecular. ^{[ 5 ]} En ausencia de tales constantes de velocidad, las relaciones cuantitativas estructura-actividad (QSAR) pueden permitir su estimación para un plaguicida específico a partir de su estructura química. ^{[ 6 ]}

La relevancia de las transformaciones abióticas "oscuras" (afóticas) varía según el plaguicida. La presencia de grupos funcionales respalda las predicciones de los libros de texto para algunos compuestos. Por ejemplo, la hidrólisis abiótica acuosa degrada organofosfatos, ésteres de ácidos carboxílicos , carbamatos , carbonatos , algunos haluros ( bromuro de metilo , propargilo ) y muchos más. Otros plaguicidas son menos susceptibles. Condiciones como un pH alto o entornos de bajo potencial redox combinados con la formación de catalizadores in situ, incluidos (poli)sulfuros, Fe(II) o MnO unidos a la superficie_2. Los microorganismos suelen mediar en este último proceso, difuminando el límite entre las transformaciones abióticas y bióticas. Las reacciones químicas también pueden predominar en compartimentos como el agua subterránea oel hipolimnio, que tienen tiempos de retención hidráulica del orden de años y donde las densidades de biomasa son menores debido a la ausencia casi total de carbono orgánico asimilable. ^{[ 1 ]}

Las estrategias disponibles para identificar la transformación de plaguicidas in situ incluyen la medición de las concentraciones de remanentes o productos de transformación y la estimación del potencial de transformación teórico de un entorno determinado. Las mediciones solo son utilizables a escala de microcosmos o mesocosmos . ^{[ 1 ]}

La cromatografía de gases-espectrometría de masas (GC-MS) o la cromatografía líquida-espectrometría de masas en tándem (LC-MS/MS) no distinguen la transformación de otros procesos como la dilución o la sorción, a menos que se combinen con un modelo de balance de masas riguroso. Los plaguicidas marcados con carbono 14 permiten realizar balances de masas, pero las investigaciones con sustratos marcados radiactivamente no pueden llevarse a cabo en el campo. ^{[ 1 ]}

La detección de productos de transformación puede calibrar la degradación. El análisis objetivo es sencillo cuando se conocen los productos y los estándares, mientras que, de lo contrario, se puede intentar el análisis de productos sospechosos o no objetivo. La espectrometría de masas de alta resolución facilitó el desarrollo de métodos analíticos multicomponente para 150 productos de transformación de plaguicidas y para la detección de productos de transformación sospechosos. En combinación con modelos de estructura de productos de transformación, la detección permite una evaluación más completa de los productos de transformación, independientemente de los estudios de degradación en campo. ^{[ 1 ]}

El análisis isotópico puede complementar las mediciones de productos porque puede medir la degradación en ausencia de metabolitos y tiene el potencial de cubrir escalas de tiempo suficientemente largas para evaluar la transformación en el agua subterránea. Relaciones isotópicas (por ejemplo, ¹³C / ¹²C , ¹⁵N / ¹⁴N ) puede revelar la historia en ausencia de cualquier etiqueta. Debido a que los efectos isotópicos cinéticos suelen favorecer la transformación de isótopos ligeros (por ejemplo, ¹²C ), los isótopos pesados ​​(13C) se enriquecen en los residuos. Un aumento de ¹³C / ¹²La relación isotópica de C en un compuesto original proporciona, por lo tanto, evidencia directa de degradación. Los análisis repetidos de plaguicidas en aguas subterráneas a lo largo del tiempo, o las mediciones directas en combinación con la datación de aguas subterráneas que muestran un aumento de ¹³C / ¹²Las proporciones de isótopos de carbono en un plaguicida original proporcionan evidencia directa de degradación, incluso si el plaguicida se liberó mucho antes. Se revelaron múltiples vías de transformación para la atrazina midiendo los efectos isotópicos de múltiples elementos. En tal caso, los mecanismos de transformación se pueden identificar a partir de gráficos de ¹³C / ¹²C contra ¹⁵N / ¹⁴N datos del compuesto padre, que reflejan diferentes efectos isotópicos subyacentes de carbono y nitrógeno. El enfoque requiere una cantidad relativamente alta de sustancia para el análisis por cromatografía de gases -espectrometría de masas de relación isotópica (GC-IRMS) o LC-IRMS (100  ng a 1 μg), lo que, por ejemplo, requiere la extracción de 10 litros de agua subterránea con concentraciones de plaguicidas de 100  ng/litro. Para el caso especial de plaguicidas quirales , el análisis de enantiómeros puede sustituir a los isótopos en dichos análisis como resultado de reacciones estereoselectivas . La combinación de la medición de isótopos y quiralidad puede aumentar la fuerza de predicción. ^{[ 1 ]}

El análisis geoquímico, que incluye el pH , el potencial redox y los iones disueltos, se aplica de forma rutinaria para evaluar el potencial de transformaciones bióticas y abióticas, lo cual se complica por la falta de especificidad en los objetivos. Se deben utilizar compuestos sonda selectivos para detectar especies reactivas individuales cuando hay una mezcla de especies reactivas presente. La combinación de compuestos sonda con captadores o inhibidores aumenta la precisión. Por ejemplo, la N,N-dimetilanilina, utilizada como sonda para el radical carbonato, reacciona muy rápidamente con los estados triplete excitados de la materia orgánica disuelta (MOD) y su oxidación se ve obstaculizada por la MOD. ^{[ 1 ]}

Se utilizaron plaguicidas parentales marcados con 13C en el análisis no dirigido de degradadores mediante sondas isotópicas estables (SIP) para demostrar el potencial de biotransformación en muestras de suelo y sedimento. Una técnica complementaria, potencialmente más cuantitativa, consiste en enumerar directamente el o los genes biodegradativos mediante reacción en cadena de la polimerasa cuantitativa (qPCR), secuenciación genética o microarrays de genes funcionales. Sin embargo, un requisito previo para los enfoques genéticos es que los genes implicados puedan vincularse claramente a una reacción de transformación determinada. Por ejemplo, el gen atzD , que codifica la hidrolasa del ácido cianúrico, se correlaciona con la biodegradación de la atrazina en las capas superficiales del suelo agrícola, lo que concuerda con la escisión del anillo de s-triazina por parte de AtzD durante el metabolismo bacteriano de la atrazina. AtzD fue inequívocamente identificable y, por lo tanto, cuantificable, ya que, de forma inusual, pertenece a una familia de proteínas que consiste principalmente en enzimas biodegradativas. La mayoría de las proteínas estudiadas hasta la fecha pertenecen a superfamilias proteicas muy grandes, con hasta 600 000 miembros individuales y funciones diversas. Otro factor que complica los enfoques basados ​​en genes es que la función biodegradativa puede surgir de forma independiente en la evolución, de modo que múltiples genes no relacionados catalizan la misma reacción. Por ejemplo, las organofosforado esterasas que difieren notablemente en su plegamiento y mecanismo pueden actuar sobre el mismo plaguicida organofosforado. ^{[ 1 ]}

Aunque sus efectos indeseables suelen reducirse, los productos de transformación pueden seguir siendo problemáticos. ^{[ 7 ]} Algunas transformaciones dejan intacta la fracción activa , como la oxidación de tioéteres a sulfonas y sulfóxidos . Las mezclas de precursores y productos de transformación pueden tener efectos aditivos. En segundo lugar, algunos productos son más potentes que sus precursores. Los productos de degradación fenólicos de clases químicas tan diversas como los piretroides y los herbicidas ariloxifenoxipropiónicos pueden actuar sobre el receptor de estrógeno . Estos productos deben recibir especial atención porque suelen ser más pequeños y polares que sus precursores. Esto aumenta su potencial para llegar a los recursos de agua potable, como las aguas subterráneas y superficiales, donde los productos polares se encuentran en concentraciones bastante constantes. Los productos en los recursos de agua potable pueden causar problemas como la formación de N-nitrosodimetilamina carcinogénica a partir de dimetilsulfamida, un producto microbiano de los fungicidas tolilfluanida y diclofluanida, durante el tratamiento del agua con ozono . ^{[ 1 ]}

Este tema se aborda específicamente en los principales marcos regulatorios. En Europa, por ejemplo, se distinguen los metabolitos "no relevantes" de aquellos "relevantes para los recursos hídricos subterráneos" o incluso "ecotoxicológicamente relevantes". Estos últimos son aquellos cuyo riesgo para el suelo o la biota acuática es comparable o superior al del compuesto original y deben cumplir con los mismos estándares. Los metabolitos relevantes para las aguas subterráneas son aquellos que probablemente alcancen concentraciones superiores a 0,1 μg/litro y presenten la misma toxicidad que el compuesto original. En el pasado, los problemas toxicológicos solían surgir décadas después de su introducción en el mercado. Ejemplos de ello son la detección de productos de cloridazona (comercializados por primera vez en 1964) en aguas superficiales y subterráneas, o de tolilfluanida (comercializada por primera vez en 1971). Que estas sustancias pasaran desapercibidas durante tanto tiempo puede atribuirse, en parte, a las limitaciones previas en las capacidades analíticas. Sin embargo, la clasificación de algunos metabolitos como no relevantes puede haber desviado la atención de ellos. ^{[ 1 ]} La decisión de tolerar hasta 10 μg/litro de metabolitos "no relevantes" en aguas subterráneas y agua potable es políticamente muy controvertida en Europa. Algunos consideran aceptable el límite superior, ya que no se puede demostrar un riesgo inminente para la salud, mientras que otros lo consideran una desviación fundamental del principio de precaución. ^{[ 8 ]}