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Red de Revistas Científicas de América Latina y el Caribe, España y Portugal
Rev. Int. Contam. Ambie. 29 (Número especial sobre plaguicidas) 65-84
ATRAZINA: UN HERBICIDA POLÉMICO
Anne M. HANSEN
1*
, Luis Gerardo TREVIÑO-QUINTANILLA
2
, Henri MÁRQUEZ-PACHECO
1
,
Mariana VILLADA-CANELA
3
, Luis Carlos GONZÁLEZ-MÁRQUEZ
4
,
Rosa Angélica GUILLÉN-GARCÉS
2
y Arturo HERNÁNDEZ-ANTONIO
5
1
Instituto Mexicano de Tecnología del Agua, Paseo Cuauhnáhuac 8532, C.P. 62550, Jiutepec, Morelos, México
2
Universidad Politécnica del Estado de Morelos, Boulevard Cuauhnáhuac 566, C.P. 62550, Jiutepec, Morelos,
México
3
Instituto de Investigaciones Oceanológicas, Universidad Autónoma de Baja California, Carretera Transpenin-
sular Ensenada-Tijuana No. 3917, Fraccionamiento Playitas, C.P. 22860, Ensenada, Baja California, México
4
Universidad de Occidente, Av. Universidad s/n, C.P. 81048, Guasave, Sinaloa, México
5
Centro del Agua para América Latina y el Caribe, Instituto Tecnológico y de Estudios Superiores de Monterrey,
Ave. Eugenio Garza Sada No 2501, C.P. 64849 Monterrey, Nuevo León, México
*Autora responsable: ahansen@tlaloc.imta.mx
(Recibido julio 2013, aceptado agosto 2013)
Palabras clave: marco legal, transporte y destino ambiental, degradación química, biodegradación, fotólisis,
adsorción, atenuación natural
RESUMEN
La atrazina es un herbicida que se aplica en cultivos y en áreas donde se requiere con-
trolar a la maleza. Es uno de los herbicidas más empleados a nivel mundial, presenta
variable velocidad de degradación biológica y ha sido detectado en cuerpos de agua
superfcial y subterránea. Debido a que este herbicida se asocia con una relativamente
elevada toxicidad crónica y potencial de acumularse como sustancia recalcitrante en
agua superfcial y subterránea, está restringido su uso en los Estados Unidos de América
y ha sido prohibido en varios países de la Comunidad Europea. En México, el uso de
atrazina no está regulado y es de amplia aplicación en zonas de cultivo. Dado que en
cuerpos de agua superfcial y subterránea se han encontrado concentraciones del herbici
-
da que rebasan los límites para agua de consumo humano, aquí se revisa la literatura que
describe los mecanismos de atenuación natural de la atrazina y los resultados obtenidos
para zonas agrícolas para, de esta manera, discutir sobre la necesidad de implementar
medidas sobre la regulación de su uso. En México la normatividad contempla límites
para algunos plaguicidas en agua, pero no para la atrazina. No obstante, la aplicación de
este herbicida en zonas agrícolas implica riesgos de contaminación debido a la posibili-
dad de que el herbicida y sus productos de degradación, o metabolitos, se transporten a
los cuerpos de agua. Para indagar sobre la necesidad de regular el uso de la atrazina en
México, en este trabajo se presentan los resultados de investigación sobre la atenuación
natural de la atrazina y de muestreo en zonas agrícolas, obtenidos a través de una línea
de investigación desarrollada en el Instituto Mexicano en Tecnología del Agua (IMTA)
con el apoyo de estudiantes de los posgrados de Ingeniería y de Ciencias de la Tierra de
la Universidad Nacional Autonoma de México (UNAM). Se revisaron las evidencias
científcas para proporcionar inFormación sobre el marco legal para el uso de la atrazina,
el transporte y la atenuación natural del herbicida, los riesgos de contaminar el agua;
se discute la necesidad de elaborar o modifcar normas y regulaciones para restringir
el uso de la atrazina y para regular sus concentraciones en el agua y de qué manera se
Septiembre 2013
A.M. Hansen
et al.
66
pueden modifcar las prácticas agrícolas actuales para proteger a los cuerpos de agua
superfcial y subterránea.
Key words: legal framework, environmental fate and transport, chemical degradation, biodegradation, photo-
lysis, adsorption, natural attenuation
ABSTRACT
The herbicide atrazine is being used for weed control in crops and also in non-
agricultural areas. It is one of the most commonly used herbicides worldwide, pres-
ents variable biodegradation rates and has been detected in both surface water and
groundwater systems. Because this herbicide is associated with relatively high chronic
toxicity, accumulation potential and persistence in surface water and groundwater,
the use of this herbicide has been restricted in the United States and prohibited in
several countries of the European Community. In Mexico, the use of atrazine is not
regulated and it is being widely used in agricultural areas. Since this herbicide has
been detected in both surface water and groundwater and in concentrations higher
than the recommended limits for drinking water, we have reviewed the mechanisms
of natural attenuation of this herbicide, especially in agricultural areas, to decide
upon the need for implementing regulation measures. Mexican water quality regula-
tions provide limits for some pesticides but these do not include limits for atrazine.
However, the use of atrazine in agricultural areas may represent a risk to contaminate
water by transport of the herbicide or its degradation products to water bodies. To
inquire about the need to regulate the use of atrazine in Mexico, this paper presents
the results of natural attenuation of atrazine in Mexican agricultural areas, obtained
through a research program carried out at the Mexican Institute of Water Technology
(IMTA), with the support of graduate students from the Engineering and Earth Sci-
ences Graduate Programs of the Mexican National Autonomous University (UNAM).
In this paper we review the literature to provide information on the legal framework
for uses of atrazine, the transport and natural attenuation mechanisms of the herbicide,
the risks of contaminating water, and we discuss the necessity to restrict the use of
this herbicide or to regulate concentrations in water and how farming practices should
be modifed to protect surFace water and groundwater.
INTRODUCCIÓN
La atrazina es un herbicida selectivo que se aplica
al suelo, que se absorbe por las raíces o las hojas de
las hierbas y se aplica antes o después de que ger-
mine la maleza. Controla la aparición de malezas
en cultivos, principalmente de maíz, sorgo, caña de
azúcar, trigo y varios tipos de pastos, el crecimiento
de malezas acuáticas en lagos y estanques, en campos
de golf, en céspedes y a lo largo de carreteras o vías
férreas. En el ámbito mundial, el herbicida se intro-
dujo en 1958, pero su utilización se ha incrementado
constantemente desde hace 50 años (Golla
et al.
2011). El uso de la atrazina empezó en México en
1975 (SAGARPA 2007) y son diversas las empresas
productoras del herbicida en el país. Gesaprim es el
nombre comercial más conocido, pero existen otros
productos con el mismo ingrediente activo (CICO-
PLAFEST 2005).
De acuerdo con la Asociación Mexicana de la In-
dustria de Plaguicidas y Fertilizantes (AMIPFAC),
en 1995, el empleo de herbicidas que contienen
atrazina como ingrediente activo, fue de 2012 t o
12.8 % del total de herbicidas usados en México.
La importación de productos que contienen atrazi-
na como ingrediente activo (fracción arancelaria
2933.69.09) ha aumentado de 189.35 t en 2003 a
287.8 t en 2012, provenientes de Estados Unidos de
América, China, India, Israel e Italia (SIAVI 2012).
Con el fn de conocer cómo se utiliza la atrazina
en México, Villada-Canela (2006) realizó una en-
cuesta en los distritos de riego (DR) del país. Aplicó
aproximadamente cien cuestionarios a gerencias y
módulos de los DR administrados por la Comisión
ATRAZINA: UN HERBICIDA POLÉMICO
67
Nacional del Agua (CONAGUA); a Distritos de De-
sarrollo Rural (DDR) administrados por la Secretaría
de Agricultura, Ganadería, Desarrollo Rural, Pesca y
Alimentación (SAGARPA) y a organizaciones agrí-
colas y de usuarios de los DR, y recibió respuesta de
60 % de ellos. Encontró que se aplicaba este herbicida
en 59 % de los DR y en dosis que variaban de 0.1 a
4 kg/ha/año. Asimismo, en los DR de Chihuahua,
Nuevo León, Guerrero y algunos de Sinaloa y
Tamaulipas no se utilizaba este herbicida. Consi-
derando las dosis aplicadas de atrazina en los DR y
las áreas sembradas de maíz, caña de azúcar y sorgo
principalmente, Villada-Canela (2006) calculó que
en 2005 se aplicaban aproximadamente 1078 t/año
en los DR de todo el país.
La atrazina pertenece al grupo de los herbicidas
triazínicos organoclorados (
Fig. 1
). Su nombre
químico es 6-cloro-N-etil-N’-(1-metiletil)-1,3,5-
triazina- 2,4-diamina, y el número CAS, 1912-24-9.
Entre las propiedades que determinan la movili-
dad de la atrazina y de sus metabolitos en el ambiente
están su baja afnidad a los componentes del suelo y
su elevada persistencia (
Cuadro I
). Asimismo, los
valores de presión de vapor y la constante de la Ley
de Henry reFejan su baja volatilidad.
La adsorción y la mineralización son los princi-
pales procesos que inFuyen en la atenuación natural
y el comportamiento de la atrazina en suelos (Ma y
Selim 1996), siendo afectados estos procesos prin-
cipalmente por el contenido de arcillas y de materia
orgánica (Ben-Hur
et al.
2003, Ling
et al.
2005), así
como por el pH (Houot
et al
. 2000, Tyess
et al
. 2006).
Otros estudios han demostrado que la aplicación de
fertilizantes nitrogenados inhiben la mineralización
de la atrazina en suelos (Guillén-Garcés
et al
. 2007),
mientras que González-Márquez y Hansen (2009)
evaluaron el efecto de la salinidad del suelo sobre la
adsorción de atrazina.
La relativamente alta solubilidad en el agua y baja
absorción en el suelo, así como la elevada persisten-
cia (Graymore
et al.
2001, Nödler
et al.
2013) es la
causa frecuente de encontrar atrazina en cuerpos de
agua (
Cuadro II
).
La exposición a la atrazina puede darse en el am-
biente laboral, ya sea por vía inhalatoria o dérmica.
Puede producir reacciones de irritación así como
alteraciones en las funciones de algunos órganos, pro-
blemas de reproducción y alteración en los niveles de
hormonas; defectos de nacimiento en seres humanos
(ATSDR 2003). La atrazina se considera ligeramente
tóxica para la vida acuática (Graymore
et al.
2001)
y es un inductor de hermafroditismo en ranas, en
concentraciones tan bajas como 0.1
μg
/L (Hayes
et
al.
2002). Asimismo, la Agencia para la Protección
Ambiental de los Estados Unidos (USEPA) deter-
minó que existe evidencia de carcinogenicidad del
herbicida en animales, más no en seres humanos
(USEPA 2003).
Marco legal de uso de la atrazina
La presencia de plaguicidas en el ambiente ha
llevado a tomar acciones para reducir los efectos
negativos de estas sustancias. Con respecto a esto,
México ha frmado varios instrumentos internacio
-
nales que han contribuido a que se elimine el uso de
algunos de los plaguicidas de mayor preocupación
por su toxicidad, persistencia, potencial de bioacumu-
lación y movilidad. Entre estos convenios destacan
el Código Internacional de Conducta de la Organi-
Cl
N
N
NN
N
H
H
Fig. 1.
Molécula de atrazina (C
8
H
14
ClN
5
)
CUADRO I.
PROPIEDADES DE LA ATRAZINA
Parámetro
Característica
Referencia
Peso molecular (fw)
215.68 g/mol
Rojas
et al.
(2013)
Puntos de fusión (mp)
173-177ºC
Kovaios
et al
. (2011)
Presión de vapor (vp)
3.8 × 10
–5
Pa
Rojas
et al.
(2013)
Solubilidad (S
W
)
35 mg/L en agua a 25ºC
Rojas
et al.
(2013)
Vida media (por biodegradación)
10 días
5
a 5824 días
Abdelhafd
et al
. (2000)
Constante de la Ley de Henry (K
H
)
3.04 × 10
–9
atm m
3
/mol
Montgomery (1997)
Logaritmo negativo de la Constante de disociación (pK
a
)
1.62 a 20ºC, 1.70 a 21ºC
Bailey
et al.
(1968)
Logaritmo del coefciente de partición en carbono orgánico (log K
oc
)
2.0
L/kg
Rojas
et al.
(2013)
Logaritmo del coefciente de partición Octanol/Agua (log K
ow
)
2.7
Rojas
et al.
(2013)
A.M. Hansen
et al.
68
zación de las Naciones Unidas para la Agricultura y
la Alimentación, los planes de acción regional para
el Manejo Adecuado de Sustancias Químicas de la
Comisión para la Cooperación Ambiental de América
del Norte (CCA 2012) y el Convenio de Estocolmo
(UNEP 2001). En diversos países se han establecido
restricciones del empleo de la atrazina (
Cuadro III
).
Se observa que el uso del herbicida es restringido
y prohibido en países de Europa, EUA y Australia,
mientras que en México y en la mayoría de los países
de América Latina y El Caribe, su aplicación está
permitida sin restricción alguna.
En este sentido, para proteger la calidad de agua
para consumo humano, en 1993 el gobierno de EUA
restringió la utilización de atrazina para control de la
vegetación en zonas no agrícolas. En 1994, inició una
revisión especial de los herbicidas triazínicos basada
en el riesgo potencial cancerígeno debido a la expo-
sición y consumo de alimentos y agua contaminados.
En 2003, la USEPA concluye que se puede continuar
CUADRO III.
RESTRICCIONES DEL USO DE ATRAZINA EN DIFERENTES PAÍSES
Región
País
Restricción
Referencia
Norteamérica
Estados Unidos de América
Restringido
USEPA (2003)
Canadá
Permitido
PMRA (2004)
México
Permitido
CICOPLAFEST (2005)
Europa
Italia, Alemania, Suecia, Austria,
Francia, Finlandia, Dinamarca
Prohibido
OJEU (2004)
Bélgica, Irlanda, Luxemburgo,
Reino Unido
Permitido
OJEU (2004)
Asia
Bangladesh, Camboya, China,
Indonesia, Malasia, Myanmar,
Pakistán, Sri Lanka, Tailandia,
Vietnam
Permitido
FAO (2005)
Oceanía
Australia
Restringido
NRA (2002)
América Latina y
El Caribe
Colombia, Cuba, El Salvador,
Honduras, Panamá, Puerto Rico,
República Dominicana,
Venezuela
Permitido
UNEP (2002)
Antigua y Barbuda, Bahamas,
Barbados, Bermuda, Belice,
Costa Rica, Dominica,
Granada, Guatemala, Guyana,
Haití, Jamaica, Nicaragua, Saint
Kitts y Nevis, Saint Lucia, San
Vicente y las Granadinas,
Surinam, Trinidad y Tobago
Permitido
UNEP (2002)
CUADRO II.
VALORES REPORTADOS DE CONCENTRACIONES DE ATRAZINA Y DE SUS PRODUCTOS DE DEGRADA-
CIÓN EN CUERPOS DE AGUA
Cuerpo de agua
Lugar
Concentración
(µg/L)
Referencia
Subterráneo
Estados Unidos de América
0.1 – 88
Readman
et al.
(1993), Chapman y Stranger (1992)
Subterráneo
Big Springs, EUA
2.5 – 10
Ritter
et al.
(1996)
Subterráneo
Cuenca del río Baiyangdian, China
0.4 – 3.29
Ye
et al
. (2001)
Subterráneo
Provincia de Vojvodina, Serbia
0.198
Pucarević
et al
. (2002)
Subterráneo
Franja de Gaza, Oriente Próximo
3.5
Shomar
et al
. (2006)
Subterráneo
Kentuky, EUA
0.14 – 0.46
Golla
et al
. (2011)
Subterráneo
Provincia de Jilin, China
0.107
Geng
et al.
(2013)
Subterráneo
Estambul y Dardanelos, Turquía
0.031 – 0.041
Nödler
et al
. (2013)
Subterráneo
Zona Agrícola de Referencia, México
6.23 – 21.26
Hernández-Antonio y Hansen (2011)
Superfcial
Zona Agrícola de Referencia, México
4.62 – 15.01
Hernández-Antonio y Hansen (2011)
Superfcial
Laguna costera, Norte Adriático, Italia
2.4 – 8.2
Carafa
et al.
(2007)
ATRAZINA: UN HERBICIDA POLÉMICO
69
utilizando atrazina, siguiendo precauciones y medi-
das específcas establecidas para reducir los riesgos
de contaminación del agua para consumo humano.
A la fecha se continúan evaluando los efectos de la
atrazina en la salud humana (USEPA 2013).
En Italia y Alemania se prohibió el uso de atra-
zina debido a que se encontraron residuos de este
herbicida en cuerpos de agua, que exceden las con-
centraciones establecidas en la normatividad vigente
de ambos países (Giupponi 2001, Tappe
et al.
2002).
La Unión Europea (UE) redactó la “Decisión de la
Comisión del 10 de marzo de 2004” por el que se
insta a todos los estados miembros a que en un corto
plazo fueran retiradas las licencias de fabricación de
productos ftosanitarios que contenían atrazina. Nödler
et al.
(2013) señalan que a pesar de esta restricción,
se siguen encontrando concentraciones de atrazina en
ambientes acuáticos, aunque menores al límite estable-
cido para agua potable (European Parliament 1998). La
Directiva Marco del Agua incluyó a la atrazina como
una de las 33 sustancias prioritarias a monitorear en
aguas europeas (European Parliament 2000).
Como consecuencia de la detección de plaguicidas
en agua superfcial y subterránea, la Organización
Mundial de Salud (WHO 2008), la Agencia para la
Protección Ambiental de Estados Unidos (USEPA
2008), los países que integran la Unión Europea
(OJEU 2004) así como otras naciones, han estable-
cido límites para estos compuestos en agua para con-
sumo humano (
Cuadro IV
). Estos incluyen límites
para la atrazina.
En los EUA se ha establecido el límite de atrazina
en agua para consumo humano en 3 μg/L (USEPA
2003), mientras que la Comunidad Europea fjó
el límite de 0.1 μg/L para el mismo uso del agua
(European Parliament 1998) y la Organización
Mundial de la Salud establece límites de 2
μg
/L para
atrazina y de 100 μg/L para atrazina+metabolitos
(WHO 2011).
En México la NOM-127-SSA-1994 (DOF 2000)
defne los límites de calidad y los tratamientos a que
debe someterse el agua para su potabilización y entre
sus parámetros considera algunos plaguicidas; por otra
parte existe un proyecto de norma “Agua para uso y
consumo humano: Límites máximos permisibles de la
calidad del agua, control y vigilancia de los sistemas
de abastecimiento” (ANEAS 2007), que estima un
mayor número de plaguicidas entre ellos la atrazina
que no está en la norma actual. En el
cuadro IV
se
comparan las sustancias y los límites establecidos en la
NOM-127-SSA-1994 (DOF 2000) para agua de con-
sumo humano con los límites europeos, de los EUA,
Canadá y la Organización Mundial de la Salud (OMS).
Se observa que las normas internacionales incluyen un
mayor número de plaguicidas en comparación con la
norma mexicana.
Algunos países han desarrollado límites para
plaguicidas en agua subterránea (
Cuadro V
) e
incluyen a la atrazina con concentraciones entre
0.029 y 0.3
μg
/L. Las concentraciones variables en
las regulaciones sugieren que no existe un acuerdo
ampliamente reconocido sobre los efectos adversos
que causa éste y otros herbicidas y en qué concen-
traciones.
Existen también límites para plaguicidas en suelos
(
Cuadro VI
) y para sedimentos (
Cuadro VII
). Estas
guías establecen límites para la atrazina y para otros
plaguicidas persistentes. En México no existen guías
que establecen tales límites.
Readman
et al.
(1993) indican que la prohibi-
ción total del uso de atrazina en Italia redujo sus
concentraciones en los principales ríos de este
país. Años después, Nödler
et al.
(2013) discuten
que a pesar de extender ese control en 2004 para
toda la Comunidad Europea, se siguen encontrando
concentraciones del herbicida y sus metabolitos en
algunas de sus cuencas y costas. No obstante, dado
que esos niveles se han reducido, hay evidencias
del funcionamiento de las políticas de prohibición.
Este escenario internacional muestra que, aún con
las restricciones impuestas hace una década o más
para países como Alemania e Italia, aún es factible
encontrar concentraciones de atrazina en agua su-
perfcial y subterránea.
Lakshminarayan
et al.
(1996) estimaron que los
costos de la prohibición de atrazina en EUA ascien-
den a 240 millones de dólares, sin incluir los costos
de monitoreo y de cumplimiento de las regulaciones.
Prohibir a todos los herbicidas triazínicos podría
mejorar la calidad del agua, pero las pérdidas en
su producción costarían cerca de 740 millones de
dólares. Por ello, se ha decidido restringir el uso
de atrazina a aplicaciones post-emergentes, lo que
tendría un efecto similar a la prohibición (Laksh-
minarayan
et al.
1996). Para estos autores, ésta es
una opción más efectiva que permite mantener las
concentraciones de atrazina abajo del límite máximo
permisible de 3 µg/L (USEPA 2003).
Al revisar los impactos de la atrazina en los
ecosistemas acuáticos, Graymore
et al.
(2001) con-
cluyeron que un solo límite máximo universal para
la aplicación del herbicida en cuencas hidrológicas,
como sugieren varias autoridades reguladoras en Eu-
ropa o en Estados Unidos, no provee una protección
adecuada del ambiente acuático. En lugar de eso,
argumentan que se pueden desarrollar límites más
A.M. Hansen
et al.
70
CUADRO IV.
LÍMITES PERMISIBLES DE PLAGUICIDAS EN AGUA PARA CONSUMO HUMANO
Plaguicida
Límites en agua para consumo humano (μg/L)
CE
1
EUA
2
Canadá
3
OMS
4
NOM-127-SSA-1994
5
Proyecto NOM México
6
Alacloro
-
2
-
20
-
20
Aldicarb
-
-
9
10
-
-
Aldrín
0.030
-
0.7
0.03
0.03
0.03
Atrazina
0.10
3
5
2
-
2.00
Azinfos-metílico
-
-
20
-
-
-
BHC (Lindano)
0.10
0.2
-
2
2.00
2.0
Bendiocarb
-
-
40
-
-
-
Bentazone
-
-
-
300
-
-
Bromoxinil
-
-
5
-
-
-
Carbaril
-
-
90
-
-
-
Carbofuran
-
4
90
7
-
-
Cianazina
-
-
10
0.6
-
0.60
Clordano
0.10
2
-
0.2
0.20
0.20
Clordecona
0.10
-
-
-
-
-
Clorobenzeno
-
100
-
-
-
-
Clorotolurón
-
-
-
30
-
30
Clorpirifos
-
-
9
30
-
30
Dalapón
-
200
-
-
-
-
DDT y metabolitos
0.10
-
-
1
1.00
1.00
Diazinón
-
-
20
-
-
-
Dibromocloropropano
-
0.2
-
1
-
-
Dicamba
-
-
120
-
-
-
2,4 D
-
70
100
30
30.00
30
2,4 DB
-
-
-
90
-
90
Diclofop-metil
-
-
9
-
-
-
Diclorprop
-
-
-
100
-
100
Dieldrín
0.030
-
0.7
0.03
0.03
0.03
Dimetoato
-
-
20
6
-
6.00
Dinoseb
-
7
10
-
-
-
Diquat
-
20
70
-
-
-
Diurón
-
-
150
-
-
-
Endosulfán
0.10
-
-
-
-
-
Endotal
-
100
-
-
-
-
Endrín
0.10
2
-
0.6
-
0.60
Epóxido de heptacloro
0.030
0.2
-
-
0.03
-
Fenoprop
-
-
-
9
-
-
Glifosato
-
700
280
-
-
-
Heptacloro
0.030
0.4
-
-
0.03
-
Hexaclorobenceno
-
1
-
-
1.00
-
Isoproturón
-
-
-
9
-
9.00
Malatión
-
-
190
-
-
-
MCPA
-
-
-
2
-
0.2
Mecoprop
-
-
-
10
-
1.0
Metolacloro
-
-
50
10
-
1.0
Metoxicloro
-
40
900
20
20.00
2.0
Metribuzin
-
-
80
-
-
-
Mirex
0.10
-
-
-
-
-
Molinato
-
-
-
6
-
0.6
Oxamil
-
200
-
-
-
-
Paraquat
-
-
10
-
-
-
Paratión
-
-
50
-
-
-
Pendimetalina
-
-
-
20
-
2.0
Pentaclorofenol
0.10
1
60
9
-
9.00
Forate
-
-
2
-
-
-
Picloram
-
500
190
-
-
-
ATRAZINA: UN HERBICIDA POLÉMICO
71
CUADRO IV.
LÍMITES PERMISIBLES DE PLAGUICIDAS EN AGUA PARA CONSUMO HUMANO
Plaguicida
Límites en agua para consumo humano (μg/L)
CE
1
EUA
2
Canadá
3
OMS
4
NOM-127-SSA-1994
5
Proyecto NOM México
6
Piriproxifen
-
-
-
300
-
300
Simazina
-
4
10
2
-
2.00
2,4,5 T
-
-
-
9
-
0.9
2,4,5 TP (Silvex)
-
50
-
-
-
0.9
Terbufos
-
-
1
-
-
-
Terbutilizina
-
-
-
-
-
0.7
Toxafeno
0.10
3
-
-
-
-
Número de plaguicidas
considerados
14
24
31
31
10
28
1
OJEC (1998)
2
USEPA (2008)
3
Health Canada (2012)
4
WHO (2008)
5
DOF (2000)
6
(ANEAS 2007)
- = sin límite
CUADRO V.
LÍMITES PERMISIBLES DE PLAGUICIDAS
EN AGUA SUBTERRÁNEA
Plaguicida
Límite (mg/L)
Bélgica
1
Italia
2
Países
Bajos
3
Alacloro
-
0.1
-
Aldrín
-
0.03
0.000009
Aldrín + Dieldrín
0.03
-
-
Atrazina
-
0.3
0.029
Azinfosmetílico
-
-
0.0001
Carbaril
-
-
0.002
Carbofuran
-
-
0.009
Clordano
0.2
0.1
0.00002
Dieldrín
-
0.03
0.0001
DDT/DDE/DDD (total)
2
0.1
0.000004
α
-HCH
0.06
0.1
0.033
β
-HCH
0.2
0.1
0.008
γ
-HCH (lindano,
γ
-BHC)
2
0.1
0.009
Total HCH
-
-
0.05
Endosulfán (alfa, beta,
sulfato)
1.8
-
0.0002
Endrín
-
0.1
0.00004
Heptacloro
-
-
0.000005
Epóxido de heptacloro
-
-
0.000005
Maneb
-
-
0.00005
MCPA
-
-
0.02
1
Cornelis y Van Gestel (2007)
2
Musumeci (2007)
3
MHSPE (2000)
CUADRO VI.
LÍMITES DE PLAGUICIDAS PARA REME-
DIACIÓN DE SUELOS
Plaguicida
Límite (mg/kg)
Países
Bajos
1
Italia
2
Residencial/Uso
público
Industrial/
Uso
comercial
Alacloro
-
10
1000
Aldrín
0.06
10
100
Atrazina
0.2
10
1000
Carbaril
0.03
-
-
Carbofuran
0.02
-
-
Clordano
0.03
10
100
DDT/DDE/DDD
10
10
100
Dieldrín
0.5
10
100
Endrín
0.04
10
2000
Endofurán
0.01
-
-
α
-HCH
3.0
10
100
β
-HCH
9.0
10
500
γ
-HCH (lindano,
γ
-BHC)
0.05
10
500
Heptacloro
0.7
-
-
Heptacloro epóxido
0.0007
-
-
Hidrochinon
50
-
-
Maneb
2.0
-
-
1
MHSPE (2000)
2
Musumeci (2007)
A.M. Hansen
et al.
72
fexibles para la aplicación de atrazina de acuerdo
con los riesgos potenciales de contaminación del agua
superFcial y subterránea y en ±unción de la ±ragilidad
de los ecosistemas acuáticos particulares.
Mecanismos de atenuación natural de la atrazina
Los procesos de adsorción y degradación de la
atrazina, son los principales mecanismos de ate-
nuación natural que controlan la migración de este
herbicida en agua y suelo. La adsorción de atrazina
depende de la textura y la composición del suelo,
el pH y la cantidad aplicada del herbicida (Hang y
Roberto 2002). Gonzáles-Márquez y Hansen (2009)
evaluaron el efecto de los parámetros del suelo en
la atenuación natural de atrazina, encontrando que
cuando es mayor el contenido de materia orgánica,
más elevada es la adsorción de atrazina. La atrazina
adsorbida está menos disponible para participar en
otros procesos disipativos como son la biodegrada-
ción y el transporte hacia cuerpos de agua subterránea
y superFcial.
Wang y Keller (2009) estudiaron la adsorción de
atrazina en diferentes fracciones de tamaño de suelo,
encontrando que la adsorción es más eFciente en la
fracción arcillosa que en los limos y las arenas. Estos
autores atribuyeron lo anterior a la mayor área de
superFcie debido a la estructura microporosa de las
arcillas, que sirven como adsorbente de la atrazina
y de la materia orgánica, que a su vez tiene gran
capacidad de Fjar este herbicida.
La infuencia del pH sobre la adsorción de atrazi
-
na en sustancias húmicas fue estudiada por Wang
et
al.
(2011), quienes encontraron que estas sustancias
presentan alto potencial de adsorción de atrazina a
bajo pH, disminuyendo aquel con el aumento del pH.
La atrazina es una base débil que se protona a pH ≤
4, lo que favorece la adsorción en sustancias húmicas
a través de interacciones iónicas (Ahmad y Rahman
2009). Por su lado, González-Márquez (2010) reporta
que el incremento en la salinidad inhibe la adsorción
de atrazina a sustancias húmicas, debido a cambios
en la estructura y en la composición de la materia
orgánica, producto de la formación de complejos de
sustancias húmicas con sales de calcio y sodio.
La degradación de la atrazina se lleva a cabo
mediante reacciones tanto biológicas como quími-
cas. La degradación biológica ocurre a través de
la actividad de microorganismos y es considerada
como el principal proceso por el cual se transforma
este herbicida (Steinheimer 1993, Monard
et al.
2011). Durante la biodegradación, los microorga-
nismos utilizan atrazina como fuente de energía y
de nutrientes. Sin embargo, la presencia de otras
fuentes de nutrientes puede inhibir la degradación
de este herbicida. La presencia de carbono y de
nitrógeno mineral en el suelo limitan la biodegra-
dación de la atrazina, ya que los microorganismos
utilizan preferentemente esas fuentes de carbono
y de nitrógeno, que están más disponibles para su
metabolismo, en lugar de emplear la molécula de
atrazina como fuente de nutrientes (Guillén-Garcés
et al
. 2007, Abigail
et al.
2012).
Diferentes autores han evaluado la biodegradación
de atrazina en suelos agrícolas. González-Márquez
(2005) reporta una vida media de 120 días para la atra-
zina en una muestra de suelo del Distrito de Riego 063
(DR 063) en Guasave, Sinaloa; Guillén-Garcés
et al.
(2007) encuentran vidas medias en suelos superFciales
que van de 0.99 a más de 35 días en suelos de Cárdenas,
Tabasco y DR 063, mientras que González-Márquez y
Hansen (2009) describen vidas medias entre 2.0 a 5.8
años en perFles de suelo del DR 063. Estas di±erencias
en las vidas medias se explicaron por la presencia de
fertilizantes nitrogenados (Guillén-Garcés
et al.
2007)
y de sales (González-Márquez y Hansen 2009), que
inhiben la degradación de la atrazina.
CUADRO VII.
LÍMITES PERMISIBLES DE PLAGUICIDAS
EN SEDIMENTOS
Plaguicida
Límite (mg/kg)
EUA
1
Canadá
2
Países Bajos
3
Aldrín
40
-
0.06
Atrazina
-
-
0.2
Carbaril
-
-
0.03
Carbofuran
-
-
0.02
Clordano
4.5
4.5/2.26
0.03
DDD
3.54
3.54/1.22
-
DDE
1.42
1.42/2.07
-
DDT
-
1.19/1.19
-
DDT/DDE/DDD
(total)
6.98
-
10
Dieldrín
2.85
2.85/0.71
0.5
Endosulfán
-
-
0.01
Endosulfán alfa
-
-
0.01
Endosulfán beta
-
-
0.01
Endrín
2.67
2.67/2.67
0.04
a
-HCH
-
-
3.0
b
-HCH
-
-
9.0
g
-HCH (lindano,
g
-BHC)
0.94
0.94/0.32
0.05
Heptacloro
10
-
0.7
Heptacloro epóxido
0.6
0.6/0.6
0.0002
Mirex
800
-
-
Toxáfeno
-
0.1/0.1
-
1
Buchman (1999)
2
CCME (2002)
3
MHSPE (2000)
ATRAZINA: UN HERBICIDA POLÉMICO
73
En estudios realizados en campos agrícolas de
Georgia, California y Minnesota, EUA, se obtuvie-
ron vidas medias de atrazina de 13, 58 y 261 días,
respectivamente; las diferencias entre estas vidas
medias reportadas se atribuyen a la variación de
temperatura entre los estudios, concluyendo que la
atrazina es más persistente en clima frío, dada la
menor actividad microbiana en esos climas (USEPA
2006). Sin embargo, habría también que considerar
otros factores como la fertilización, la salinidad de
los suelos y el grado de adaptación de los consorcios
microbianos a la degradación del herbicida.
La degradación química se lleva a cabo mediante
hidrolisis y fotólisis, encontrándose atrazina en forma
disuelta o adsorbida en las superfcies sólidas del
suelo (Honeycutt y Schabacker 1994). La hidrólisis
conduce comúnmente a la obtención de compuestos
hidroxilados como hidroxiatrazina, desetilhidroxia-
trazina y desisopropilhidroxiatrazina (Monard
et al.
2011). La hidroxiatrazina es el principal producto
de la degradación química y se adsorbe más fuerte-
mente al suelo que la atrazina (Ma y Selim 1996). Se
considera que los tres metabolitos no son ftotóxicos,
por tanto se estima que la hidrólisis de atrazina es
un proceso que disminuye el riesgo de contaminar
los cuerpos de agua por este herbicida (Aker y
Muir 1978, Pichon
et al.
1995). La atrazina puede
hidrolizarse con bastante rapidez en medios ácidos
o alcalinos, pero es muy resistente a la hidrólisis en
medios neutros (pH=7) (FAO 2000). En medio neutro
a temperatura de 25º C, se calcula que la hidrólisis
de atrazina ocurre en 1800 años. Sin embargo, a pH
ácidos o básicos, se hidroliza por completo en tiem-
pos mucho más cortos. En FAO (2000) se reporta la
hidrólisis de atrazina a pH 4 de 244 días sin aditivos
y de 1.73 días en presencia de ácido húmico.
La degradación fotolítica de atrazina se produce
por radiación electromagnética ultravioleta, visible
o inFrarroja y puede ocurrir tanto en la superfcie del
suelo como en agua y de manera directa o indirecta
(Larson y Berenbaum 1998, Dabrowska
et al.
2004).
Durante la degradación fotolítica directa, la energía
de la luz es absorbida directamente por la molécula
del herbicida, mientras que en la degradación fo-
tolítica indirecta, la energía de la luz es absorbida
y transmitida al herbicida por fotosensibilizadores
como los nitratos, nitritos, compuestos férricos,
sólidos suspendidos y ácidos húmicos, que aceleran
la fotodegradación (Burrows
et al.
2002). Prosen y
Zupancic-Krajl (2005) estudiaron la fotodegradación
de atrazina, demostrando que el aumento en concen-
tración de ácidos húmicos incrementa la velocidad de
fotodegradación del herbicida. Asimismo, Hashem y
Wolfram (2004) encontraron mayor degradación de
atrazina en agua de río que en agua destilada, debido
a la presencia de sólidos suspendidos en el agua de
río, que actúan como fotosensibilizadores.
Hernández-Antonio (2013) estudió la fotominera-
lización de atrazina y la formación de metabolitos de
atrazina en solución con sales de CaCl
2
y de NaCl,
con y sin la presencia de sólidos suspendidos y con
ácidos húmicos. Este autor encontró que la minerali-
zación de la atrazina en ausencia de sólidos suspen-
didos no presenta diferencia de degradación con el
incremento de sales en la solución. Sin embargo, el
aumento de ácidos húmicos y de sólidos suspendidos
en la solución elevan la mineralización de la atrazina,
siendo mayor en presencia de ácidos húmicos que con
sólidos suspendidos. Con base en estos resultados
Hernández-Antonio (2013) concluye que la salini-
dad no afecta directamente la mineralización de la
atrazina, pero sí desempeña un papel importante en
la conformación de los sólidos y de su capacidad de
adsorción de atrazina, cambiando la concentración de
atrazina en la fase disuelta y, por tanto, la absorción
directa de energía solar, que la fotodegrada.
Microorganismos degradadores de la atrazina y
vías metabólicas
Recientemente han sido reportados microorga-
nismos que degradan atrazina (Govantes
et al.
2009,
Krutz
et al.
2010, Udiković-Kolić
et al.
2012). Los
primeros microorganismos aislados en la década de
los 90 y que utilizaban atrazina, degradaban par-
cialmente el herbicida mediante desalquilaciones y
desaminaciones que liberan las cadenas laterales, sin
deshalogenar o romper el anillo s-triazina (Behki
et al.
1993, Mulbry 1994, Shao y Behki
1995). Desde 1994
han sido aisladas y caracterizadas bacterias capaces de
mineralizar atrazina (Yanze-Kontchou y Gschwind
1994), es decir, convertirla en compuestos inorgáni-
cos. La atrazina es utilizada preferentemente por los
microorganismos como fuente de nitrógeno debido al
estado totalmente oxidado de los carbonos del anillo
s-triazina (Mandelbaum
et al.
1995, Struthers
et al.
1998), las cadenas laterales N-alquilo pueden también
utilizarse como fuente de carbono (Shapir
et al.
2007).
La vía para mineralizar la atrazina involucra dos
etapas. En la primera, se genera ácido cianúrico
mediante la remoción del cloruro y de las cadenas
laterales N-alquilo a través de vías hidrolíticas y
oxidantes hidrolíticas, cuyas enzimas frecuentemente
tienen una amplia especifcidad de sustrato, lo que
permite la utilización de varias s-triazinas (Shapir
et al.
2007). En la segunda etapa, el ácido cianúrico
es cortado por hidrolisis consecutiva, produciendo
A.M. Hansen
et al.
74
biuret, alofanato, amonio y dióxido de carbono por
un conjunto de enzimas con un rango limitado de
sustratos. Esta diferencia de especiFcidad a nivel
de sustrato puede explicarse por la diferencia de
las enzimas (que han evolucionado recientemente)
involucradas en la conversión de atrazina a ácido
cianúrico; las enzimas que mineralizan el ácido cia-
núrico han existido desde hace mucho tiempo, ya que
los estudios que mimetizan las condiciones químicas
de la tierra antigua han generado amidas cíclicas tales
como el ácido cianúrico (
Fig. 2
) (Cheng
et al.
2005,
Govantes
et al.
2009, Gao
et al.
2010, Seffernick
et al.
2012).
Las vías oxidantes hidrolíticas involucran la
N-desalquilación oxidante, desclorinación hidrolítica
o desaminación de la atrazina.
Por catabolismo se entiende el conjunto de proce-
sos metabólicos que transforman grandes moléculas
orgánicas en moléculas pequeñas, liberándose energía.
Los genes del catabolismo de la atrazina se
han en-
contrado en microorganismos aislados de cuatro phyla
(
Actinobacteria, Proteobacteria, Firmicutes
y
Bacte-
roideles
) de los seis continentes (Krutz
et al.
2010).
La mayoría de los microorganismos aislados contienen
los genes degradadores de atrazina en plásmidos auto
transmisibles, que son moléculas circulares de ADN
extracromosómico que se replican independiente-
mente del ADN cromosómico (Martinez
et al.
2001,
Devers
et al.
2007), permitiendo así su distribución en
diversos phyla, mediante su transferencia horizontal
(Devers
et al.
2005, Sorensen
et al.
2005, Devers
et al.
2007, Vaishampayan
et al.
2007, Ghosh
et al.
2008).
La alta conservación de los genes degradadores de
atrazina es consistente con un origen único y reciente
de esta capacidad degradativa y su subsecuente dis-
persión global (Devers
et al.
2007, Scott
et al.
2009,
Krutz
et al.
2010), mediante transporte en polvo y
depositación atmosférica en otra región del mundo
(Prospero
et al.
2005, Yamaguchi
et al.
2012).
La cepa de
Pseudomonas
sp. ADP (Mandelbaum
et al.
1995) es el organismo modelo de la utilización
de la atrazina como fuente de nitrógeno a través de
una vía hidrolítica, contenida en el plásmido cata-
bólico pADP-1 (Martinez
et al.
2001). Los genes
involucrados en la mineralización están localizados
en dos regiones del plásmido: los genes para la con-
versión de atrazina a ácido cianúrico
se encuentran
en una región inestable del ADN que puede perderse
si el microorganismo crece en medios libres de atra-
zina. En cambio, los genes involucrados en el corte
del ácido cianúrico están agrupados en una región
estable del ADN (Wackett
et al.
2002). Un estudio
para determinar el potencial genético de la degra-
dación de atrazina por bacterias del suelo, permitió
caracterizar varias combinaciones moleculares de
los genes degradadores de atrazina. Lo que sugiere
±exibilidad en la organización de estos genes para
lograr la dispersión y utilización de la atrazina por
microorganismos en los suelos que han sido tratados
con este herbicida (Devers
et al.
2007). Normalmente
los microorganismos contienen los genes de degrada-
ción en elementos que pueden compartir o transferir
entre ellos. En este caso y ya que existen varios genes
para la conversión de atrazina a ácido cianúrico, los
genes pueden combinarse dando lugar a diferentes
arreglos moleculares que permiten la utilización de
la atrazina como fuente de nutrientes.
La utilización de atrazina por microorganismos es
regulada por la disponibilidad de nutrientes (García-
González
et al.
2003); la expresión de los genes de
degradación de la atrazina es inducida por el ácido
cianúrico y reprimida por la fuente preferencial de
nitrógeno. El producto del gen
atzR
es un regulador
transcripcional de la familia LysR, requerido para el
control mediado por nitrógeno y ácido cianúrico. El
ácido cianúrico interactúa con el gen
atzR
, alteran-
do su conformación para activar la trascripción de
los genes de degradación de atrazina
(Porrúa
et al.
2007). En cuanto al transporte celular de atrazina,
recientemente se reportaron los genes
atzSTUVW
del plásmido pADP-1, que codiFcan para una porina,
o proteína de membrana, y los componentes de un
probable transportador tipo ABC (Platero
et al.
2012).
Estos autores sugieren que, aun cuando la síntesis de
las enzimas para convertir atrazina a ácido cianúrico
es constitutiva, la asimilación de atrazina es fuerte-
mente regulada por la disponibilidad de nitrógeno,
explicando la existencia de un sistema de transporte
de atrazina que podr
ía estar codiFcado por el operó
n
atzRSTUVW
.
Migración de la atrazina en el agua y el suelo
La migración de la atrazina en el agua y el suelo
es un proceso complejo. Se ha identiFcado que la
adsorción a los diferentes componentes del suelo y la
degradación, tanto química, biológica como fotolítica
de la atrazina, así como el movimiento del agua en
el suelo (
Fig. 3
), son los principales procesos que
controlan el destino Fnal de este herbicida (Besse-
Hoggan
et al.
2009).
La conductividad hidráulica y la capacidad de
retención de agua en el suelo in±uyen en la migración
de la atrazina (Müller
et al.
2012). La conductividad
hidráulica depende de la textura del suelo. Mientras
que en suelos arenosos la inFltración del agua es más
rápida, en suelos arcillosos la inFltración ocurre len
-
tamente, lo que in±uye en la velocidad de transporte
ATRAZINA: UN HERBICIDA POLÉMICO
75
de la atrazina al agua subterránea (Stewart y Loague
2004). Este transporte de atrazina y de sus metabilitos
en el suelo, ocurre tanto por la infltración lenta a tra
-
vés de la matriz del suelo, como por el transporte más
rápido a través de macroporos y grietas en el suelo
(Ma y Selim 1996). De esta manera, se pueden formar
Fujos pre±erenciales, que representan movimientos
irregulares y rápidos de agua y solutos a través del
Cl
Cl
Cl
Cl
Cl
N
N
N
N
N
NN
Desetilatrazina
N
N
N
N
N
N
N
NH
N
N
N
N
NH
N
N
N
N
N
N
N
N
N
OH
OH
OH
Ácido cianúrico
Ácido cianúrico
N
N
N
N
NH
N
Desisopropilatrazina
Hidroxiatrazina
Desisopropil-
desetilatrazina
Desisopropilhidroxiatrazina
N-Isopropilammelida
2,4-Dihidroxi-6-(N-etil)-
amino-1,3,5-triazina
Alofanato
Biuret
2-Cloro-4-hidroxi-6-
amino-1,3,5-triazina
2,4-Dihidroxi-6-amino-
1,3,5-triazina
OH
N
N
N
N
NH
NH
2
NH
2
NH
2
NH
2
NH
2
NH
2
NH
2
NH
NH
NH
2
OH
HO
HO
OH
OH
OH
OH
OH
OH
OH
O
O
O
O
OH
OH
NH
2
NH
NH
NH
NH
2
NH
NH
Atrazina
AM
AC
VÍA HIDROLÍTICA
VÍA OXIDATIVA-HIDROLÍTICA
VÍA DEL ÁCIDO
CIANÚRICO
AM
DEAM
TC
TH
DIHA
HAEA
HAEA
EAA
IAIA
IAIA
BH
CAH
2NH
3
+ 2CO
2
Fig. 2.
Vías de mineralización de la atrazina. Izquierda. Pasos enzimáticos que catalizan la conversión de atrazina al intermediario común
ácido cianúrico. Derecha: vía de degradación del ácido cianúrico. Enzimas que participan en las vías: AC, atrazina clorohidrolasa
(AtzA, TrzN); HAEA, hidroxiatrazina etilaminohidrolasa (AtzB); IAIA, N-isopropilammelida isopropilamidohidrolasa (AtzC,
TrzC); AM, atrazina monooxigenasa (ThcB, AtrA); TC, s-triazina clorohidrolasa (TrzA); DEAM, desetilatrazina monooxigenasa;
DIHA, desisopropilhidroxilatrazina amidohidrolasa; EAA, N-etilammelida amidohidrolasa, TH, s-triazina hidrolasa (TriA);
CAH, ácido cianúrico hidrolasa (AtzD, TrzD); BH, biuret hidrolasa (AtzE); AH, alofanato hidrolasa (AtzF, TrzF). Adaptado de
et al.
2009, Gao
et al.
2010
A.M. Hansen
et al.
76
suelo, favoreciendo el transporte de atrazina hacia el
agua subterránea. Hang
et al
. (2010) demostraron que
el transporte de atrazina puede ser independiente de
sus propiedades adsorbentes, debido a que los fujos
preferenciales disminuyen el tiempo de interacción
entre el herbicida y los componentes del suelo.
La materia orgánica del suelo puede estar presente
tanto en forma sólida como disuelta en el agua del
suelo. La materia orgánica incrementa la capacidad
de adsorción del suelo, afectando así la migración
de atrazina e inhibiendo la movilidad del herbicida
(Wan-ting
et al
. 2005, González-Márquez y Hansen
2009). Por otro lado, la formación de complejos
de atrazina con materia orgánica disuelta inhibe la
adsorción del herbicida al suelo, aumentando así su
migración al agua subterránea (Ben-Hur
et al
. 2003).
Las variaciones en la cantidad y en el tipo de
sales presentes en agua y suelo infuyen en la ate
-
nuación natural de la atrazina ya que intervienen en
el crecimiento de microorganismos degradadores del
herbicida (Udikovic
et al
. 2003) y alteran la capa-
cidad de adsorción del suelo (Lin
et al.
2008, Jiang
et al.
2009, González-Márquez 2010). González-
Márquez y Hansen (2009), estudiaron la relación
entre la adsorción y la degradación de atrazina con
parámetros de suelos agrícolas del noroeste de Mé-
xico, encontrando correlaciones negativas entre la
degradación de atrazina y la salinidad; mientras que
Mao y Ren (2010) reportaron que el incremento en
la concentración de CaCl
2
, en la solución del suelo,
favorece la adsorción de atrazina en suelos agrícolas.
Resultados similares, respecto al incremento de la
adsorción con el aumento de la salinidad, han sido
descritos por González-Márquez (2010) para suelos
mexicanos, pero tal efecto solamente se presentó con
el incremento de la concentración de una sal sódica
monovalente y no con una sal cálcica polivalente.
González-Márquez (2010) también encontró que el
incremento en la salinidad inhibe la adsorción de
la atrazina a la materia orgánica, debido a cambios
en la estructura y en la composición de esta última,
producto de la interacción con sales mono y poli-
valentes. Por lo que el efecto de los tipos y de las
concentraciones de sales en la adsorción de atrazina
en suelos y/o componentes especíFcos del mismo
no se puede generalizar, ya que las interacciones o
mecanismos de adsorción son complejos y dependen
tanto de las propiedades de la atrazina como del
medio adsorbente.
El contenido de agua en el suelo, así como los
ciclos de secado y rehidratación, infuyen en la
adsorción de la atrazina al causar cambios en la
estructura de la materia orgánica, manifestados prin-
cipalmente por el cambio en las estructuras, tanto
lineales como enrollada, de los compuestos húmicos
(Hosse y Wilkinson 2001). Esta modiFcación de la
estructura puede causar incremento en la capacidad
de adsorción del suelo (Rutherford y Chiou 1992).
Shelton
et al
. (1995) reportan que el secado y la
rehidratación del suelo incrementan la adsorción
de la atrazina y disminuyen su desorción, mientras
que Koskinen y Rochette (1996) indican que la
desorción de la atrazina en suelos no saturados
aumenta con el incremento del contenido de agua
Fig. 3.
Procesos que afectan la migración de atrazina
Biodegradación
Adsorción
Desorción
NH
2
H
2
N
N
N
N
OH
Lixiviación
Degradación
química
Rutas
preferenciales
Volatilización
Escorrentía
ATRAZINA: UN HERBICIDA POLÉMICO
77
en el suelo. Por lo que la capacidad de retención
de agua y los ciclos de secado y rehidratación de
suelos, pueden afectar la migración de la atrazina
en el perfl de suelo.
Los microrganismos en suelos donde se apli-
ca atrazina desarrollan la capacidad de utilizar el
herbicida como fuente de carbono o de nitrógeno,
dependiendo de qué tan adaptados estén para utilizar
el herbicida como nutriente. Se ha demostrado que la
presencia de atrazina modifca la población microbia
-
na que se encuentra en los suelos (Ross
et al
. 2006).
La aplicación frecuente permite la adaptación de los
microorganismos para usar atrazina como fuente de
nutrientes, disminuyendo así la persistencia del com-
puesto (Mahía y Díaz-Raviña 2007). Por otro lado, la
degradación biológica de la atrazina depende de las
propiedades del suelo, las dosis de herbicida que se
aplican y de la frecuencia de aplicación (Moreno
et
al
. 2007). Los suelos con baja actividad microbiana
o estériles pueden ocasionar que la concentración
del herbicida se mantenga invariable por un tiempo
mayor, en comparación con suelos donde la Fora
microbiana es abundante (Alvey y Crowley 1996),
aumentado así el riesgo de transporte del herbicida
a los cuerpos de agua.
Existen diversos estudios sobre el efecto de fac-
tores climáticos, tales como la precipitación pluvial
y la temperatura, sobre la dinámica de la atrazina en
el ambiente; en ellos se ha determinado la inFuencia
de esos factores sobre la migración de atrazina en los
diversos sistemas ambientales. Se ha demostrado que
después de la aplicación de la atrazina en suelos los
eventos de lluvia favorecen el transporte del herbicida
por escurrimiento, mientras que las lluvias continuas
causan la infltración y los consecuentes procesos de
adsorción y degradación (Correia
et al
. 2007).
Guillén-Garcés (2001) realizó una simulación
con el programa PESTAN (USEPA 2012) para
evaluar los efectos de la lluvia sobre la migración
de atrazina en un suelo tipo Vertisol procedente del
campo experimental perteneciente al Colegio de
Postgraduados, ubicado en el “Trapecio” Cárdenas,
Tabasco, donde la profundidad del manto freático
no es mayor a 110 cm y la conductividad hidráulica
es de 5 × 10
–6
m/s, encontrando que en eventos de
lluvia moderada (entre 2 y 15 mm/h) se favorecen
los procesos de infltración del herbicida hacia los
mantos freáticos, en concentraciones superiores al
límite máximo permisible establecido por la Organi-
zación Mundial de Salud (OMS) de 0.002 mg/L. Por
otro lado, con lluvias débiles (menores de 2 mm/h),
la biodegradación tiene mayor inFuencia sobre la
disipación de atrazina y en estas condiciones una
mayor cantidad de atrazina se degrada antes de lle-
gar al manto freático, alcanzando concentraciones
inferiores al límite establecido por la OMS.
González-Pradas
et al
. (2000) investigaron el efec-
to de la temperatura sobre la adsorción de atrazina en
minerales arcillosos, encontrando que disminuye con
el aumento de temperatura entre 15 y 35º C. Comporta-
mientos similares fueron observados por Ureña-Amate
et al
. (2004) y Kovaios
et al
. (2006) para la adsorción
de atrazina en kerolita y en sílica gel, con el incremento
de temperatura entre 10 y 40 ºC.
Las prácticas agrícolas también inFuyen sobre
la migración de atrazina. En este sentido, se reco-
mienda cero o mínima labranza, favoreciendo así la
acción del herbicida sobre la maleza (Ruiz-Nájera
2001). Esta práctica favorece la oxidación lenta
de la materia orgánica en el suelo (Mahdi y Xin-
hua 2005), favoreciendo la adsorción de atrazina
(Montoya
et al.
2006) y, por tanto, su retención en
el suelo. Por el contrario, la labranza convencional
agota la materia orgánica, disminuyendo la cantidad
de microorganismos degradadores del herbicida
y afectando así la biodegradación (De Villiers
et
al
. 2002). Asimismo, al agotarse el contenido de
materia orgánica, la atrazina se disuelve más en el
agua de poro, aumentando el riesgo de migración
del herbicida hacia los cuerpos de agua (Ben-Hur
et al
. 2003).
La movilidad de atrazina en el suelo depende de
la textura, del contenido de materia orgánica, del
drenaje del suelo y de la cantidad de agua aplicada
ya sea por lluvia o riego. Suelos arcillosos con alto
contenido de materia orgánica tienden a retener a la
atrazina en la superfcie del suelo y su presencia en el
agua drenada es limitada (Hang
et al.
2010), mientras
que en suelos arenosos, la atrazina tiende a infltrarse
y transportarse con el agua drenada (Montoya
et al.
2006). Las lluvias abundantes y la aplicación de
riegos excesivos, aumenta el riesgo de migración
del herbicida hacia cuerpos de agua por procesos de
escurrimiento e infltración (Mobaser
et al.
2012).
Para disminuir el riesgo de contaminar a los cuerpos
de agua se han establecido recomendaciones para el
riego en zonas donde se aplica atrazina. La USEPA
(2006) recomienda evitar la aplicación de atrazina
a través de los sistemas de riego, a menos que la
aplicación se realice con base en un programa de
riego donde se asegure que sólo se humedece hasta
la zona de la raíz y sin sobrepasar la capacidad de
campo del suelo.
También la fertilización de los suelos aumenta la
migración de la atrazina debido a que la presencia,
tanto de carbono como de nitrógeno, limitan su bio-
A.M. Hansen
et al.
78
degradación ya que los microorganismos del suelo
utilizan los fertilizantes como fuentes de carbono y
nitrógeno más disponibles en lugar de emplear los
contenidos en la molécula de atrazina (Strong
et al
.
2000, Guillén-Garcés
et al
. 2007). Por otro lado, la
aplicación de abono aumenta la cantidad de materia
orgánica en la superfcie del suelo, Favoreciendo la
adsorción de la atrazina y limitando la biodegrada-
ción, la lixiviación y la escorrentía del herbicida, por
lo que permanece durante mayor tiempo en el suelo
(Ben-Hur
et al
. 2003).
Para elevar la efciencia herbicida de la atrazina,
ésta se emplea con otros compuestos como el aceto-
clor y la simazina en los cultivos de maíz, con ame-
trina en cultivos de caña de azúcar y con terbutrina
en cultivos de sorgo (Ware 2000). El acetoclor es un
herbicida alcalino y la atrazina es ácida, lo que pro-
voca que cuando son aplicados simultáneamente, el
acetoclor se adsorbe más que la atrazina en la materia
orgánica y los minerales cargados negativamente.
Esta adsorción preferencial del acetoclor causa el
aumento en la migración de la atrazina al agua sub-
terránea (Hiller
et al
. 2008). Por otro lado, Shaner y
Henry (2007) y Shaner
et al
. (2010) reportan que la
aplicación de atrazina junto con ametrina, terbutina
y simazina, que también son herbicidas triazínicos
que compiten con los mismos sitios de adsorción
en el suelo. Estos herbicidas también causan mayor
adaptación de los microorganismos y, por tanto, más
degradación de la atrazina, disminuyendo así el efecto
residual en los suelos.
La atrazina se caracteriza por ser un compuesto
móvil y con frecuencia se ha detectado en cuerpos
de agua superfcial y subterránea (±arré
et al
. 2007).
Su migración hacia el agua subterránea depende de
varios factores tales como las propiedades del suelo, la
intensidad de la precipitación, los procesos de difusión,
adsorción y la profundidad del manto freático, entre
otros. A mayores profundidades del manto freático la
biodegradación de la atrazina es afectada por mayor
variedad de microorganismos, que cambian con la
proFundidad del perfl del suelo debido a los procesos
biológicos que varían entre aerobios y anaerobios
(Hang y Nassetta 2003). También cambia la capacidad
de adsorción de la atrazina en el perfl de suelo ya
que disminuye la concentración de materia orgánica
conforme aumenta la profundidad del suelo, disminu-
yendo así la capacidad de adsorción de la atrazina y
aumentando su estabilidad (Li
et al
. 2007). Por ello,
se recomienda no mezclar, preparar o aplicar atrazina
a menos de 15 m de los pozos para la extracción de
agua potable o para riego (USEPA 2006).
Consideraciones fnales
La revisión de la literatura científca sobre la atra
-
zina puede ser útil para sugerir el mejoramiento de las
prácticas agrícolas, así como para instar a establecer
regulaciones sobre el empleo y los límites máximos
permisibles de atrazina y de otros plaguicidas de
amplia aplicación en países donde las evidencias de
su uso, migración ambiental e impactos aun no son
concluyentes. Por ello, la prohibición o restricción de
estas sustancias en otras regiones puede constituir un
llamado de alerta para países como México, que aún
no cuenta con regulaciones o sufcientes pruebas de
los riesgos y posibles efectos dañinos de la utilización
de atrazina y de otros plaguicidas.
El promover la implementación de políticas pú-
blicas sobre el control del uso de atrazina muestra
varios caminos. Por un lado, si se toma en cuenta
que México suele asumir las tendencias reguladoras
de otros países de Europa y Norteamérica o bien,
de organizaciones internacionales como la Orga-
nización Mundial de Salud, se pueden considerar
los límites ya establecidos así como las propuestas
existentes de modifcación de prácticas agrícolas.
Por el otro, con esta revisión es evidente que aún se
requiere realizar monitoreos de atrazina en cuerpos
de agua y estudios sobre su atenuación natural en
sedimentos y suelos de zonas agrícolas de nuestro
país. También son necesarios estudios adecuados
sobre toxicidad, estimaciones de riesgo y de costo-
benefcio, con el fn de conocer el impacto de la
prohibición o de la restricción de la atrazina, así
como el reemplazo por otros herbicidas menos
tóxicos y similarmente efectivos.
AGRADECIMIENTOS
Se agradece el apoyo económico de las becas
de posgrado otorgadas por el Consejo Nacional
de Ciencia y Tecnología (CONACyT) a RAGC,
LCGM, MVC, HMP y AHA. Al Dr. Manfred van
Afferden por su participación y asesoría en esta
línea de investigación. Los trabajos se realizaron
con fnanciamiento de la Comisión Nacional del
Agua (CONAGUA) a través de los convenios SGO-
GDTT-IMTA-99-044, SGO-GDTT-IMTA-2000,
SGIH-OCFS-CHS-07-TT-214-RF-CC y SGIH-
OCFS-CHS-08-TT-307-RF-CC, de la Secretaría
de Medio Ambiente y Recursos Naturales (SE-
MARNAT) y CONACYT a través del convenio
SEMARNAT-2002-C01-0275 y con proyectos
internos del IMTA TH-0709.1 y TH-0803.1.
ATRAZINA: UN HERBICIDA POLÉMICO
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