Introducción
Las micotoxinas son metabolitos secundarios producidos por hongos como Aspergillus spp., Penicillium spp., Fusarium spp., etc. Un mismo hongo puede sintetizar más de un tipo de micotoxina, y una micotoxina puede ser metabolizada por más de un tipo de hongo.
Estos metabolitos son conocidos por su alta toxicidad para la salud animal y humana, y algunos de ellos están clasificados como carcinógenos, como la aflatoxina B1 (AFB1), las fumonisinas (FBs) o la ocratoxina A (OTA). Por ello, se han implementado medidas de prevención de su proliferación en la planta, así como diferentes tipos de atrapantes que se añaden a los piensos de los animales y tienen como objetivo mitigar sus efectos tóxicos frente al animal (Accinelli et al., 2008).
Sin embargo, el comportamiento terrestre (suelo) carece de regulación específica, a pesar de actuar como sumidero, reservorio de hongos productores y fuente potencial de contaminación indirecta de acuíferos y recursos hídricos.
Las micotoxinas modificadas se originan mediante procesos de biotransformación química o conjugación enzimática mediados por la vegetación huésped, especies fúngicas competidoras o la microbiota edáfica. Estas modificaciones estructurales pueden alterar el peso molecular y la polaridad del compuesto original mediante la adición de residuos hidrofílicos, principalmente conjugaciones con glucosa, grupos sulfato o aminoácidos.
Esta alteración en el perfil analítico genera derivados conjugados que evaden la detección, lo que puede conducir a una subestimación de la toxicidad total. A pesar de esta aparente inactivación, la estabilidad del compuesto conjugado dentro del sustrato edáfico puede mantener el riesgo ambiental y la potencial ecotoxicidad (Bekci et al., 2011).
Rutas de entrada de las micotoxinas al suelo
Las micotoxinas solo se producen cuando el hongo se encuentra en la planta; normalmente, cuando el hongo se encuentra en el suelo, las micotoxinas su producción suele ser limitada.
La entrada de las micotoxinas al compartimento terrestre ocurre principalmente a través de tres vías agrícolas directas e indirectas (Accinelli et al., 2008).
- Residuos vegetales de la cosecha: Es la fuente más relevante cuantitativamente. Los residuos de trigo o maíz infectados por Fusarium se incorporan al suelo, liberando toxinas durante su descomposición.
- Lavado foliar (Wash-off): Eventos de lluvia intensa transportan las micotoxinas sintetizadas en las partes aéreas de las plantas directamente a la superficie del suelo.
- Aplicación de abonos orgánicos: Estos abonos están constituidos mayoritariamente por excretas de animales alimentados con pienso; si este se encontraba contaminado, aportará las micotoxinas al suelo agrícola.
Respecto a las micotoxinas modificadas, la vía de entrada al sustrato edáfico es la misma que la de sus precursores; sin embargo, la modificación química suele ser reversible. Las comunidades microbianas del suelo (bacterias y hongos) sintetizan enzimas específicas capaces de catalizar la hidrólisis de estos enlaces moleculares, liberando nuevamente la micotoxina original al medio ambiente.
Adsorción, dispersión y lixiviación
La retención de las micotoxinas está determinada principalmente por la textura del suelo. Las arcillas (especialmente la montmorillonita y las esmectitas) actúan como el principal sorbente inorgánico (Mertz et al., 1981). Las micotoxinas hidrofóbicas presentan elevados coeficientes de partición respecto al carbono orgánico, lo que favorece su inmovilización en suelos ricos en materia orgánica (Angle, 1986). En contraste, en suelos arenosos la adsorción es débil.
A pesar de la detección constante en campo, las micotoxinas presentan vidas medias de disipación (DT50) relativamente cortas, en el rango de pocos días a pocas semanas. A continuación, se detallan las diferentes estrategias de degradación de las micotoxinas.
- Transformación Microbiana: La biodegradación por la microbiota edáfica es el mecanismo predominante de atenuación (Figura 1). Cepas bacterianas de los géneros Devosia, Pseudomonas, Rhodococcus y Nocardioides expresan enzimas desepoxidasas y esterasas capaces de transformar el anillo epóxico tóxico del deoxynivalenol (DON) en metabolitos menos nocivos como 3-epi-DON o deepoxy-DON. La disipación de zearalenona (ZEA) y OTA es más acelerada en suelos de la rizosfera activa en comparación con suelos desnudos (Sabater-Vila et al., 2007).
- Efecto de la Textura sobre la Degradación: Sorprendentemente, una mayor adsorción a las arcillas puede reducir la tasa de biodegradación, al ralentizar la desorción de la toxina hacia la fase acuosa donde es accesible para las bacterias. Por ello, las tasas de mineralización a CO2 son más rápidas en suelos arenosos de baja fertilidad que en suelos arcillosos complejos (Sabater-Vila et al., 2007).
- Riesgo de “Residuos Ligados” (Bound Residues): Parte de la pérdida de señal analítica en los estudios de degradación no equivale a una verdadera mineralización, sino a la formación de uniones covalentes irreversibles o del atrapamiento físico en la matriz humificada, pudiendo reliberarse ante cambios ambientales (Sabater-Vila et al., 2007).
Aunque los modelos de laboratorio sugieren que la retención en arcillas limita el transporte vertical profundo, las observaciones en cuencas agrícolas demuestran la transferencia periódica a sistemas acuáticos (Hartmann et al., 2008).
El proceso químico y físico en el cual un líquido disuelve y extrae las sustancias solubles de un material sólido (lixiviación) es insignificante en una matriz arcillosa homogénea (Sabater-Vila et al., 2007). Sin embargo, esta estimación asume una matriz homogénea en equilibrio de adsorción, una condición que rara vez se cumple en condiciones reales de campo. Cuando se rompe este equilibrio, el transporte puede llegar a ser significativo a través de las siguientes vías (Figura 1):
- Flujo preferencial/macroporos: grietas de desecación, canales de lombrices y macroporos transportan toxinas disueltas o ligadas a coloides sin dar tiempo al equilibrio de adsorción (Muñoz et al., 2015).
- Eventos de lluvia torrencial: lluvias intensas inmediatamente posteriores al depósito de rastrojos pueden lixiviar ZEA y DON a través del sistemas de drenaje subterráneo (Hartmann et al., 2008).
Las concentraciones de ZEA detectadas en charcos (250 ng/L), drenajes (35 ng/L) y ríos (43,7 ng/L) se sitúan dentro de rangos con actividad biológica de los estrógenos sintéticos (Williams et al., 2003). Estos niveles son suficientes para desencadenar la síntesis de vitelogenina y promover la feminización de peces machos y causar alteraciones reproductivas en invertebrados acuáticos (Williams et al., 2003).
Figura 1. Flujo de micotoxinas en el suelo y su filtración a acuíferos.
Conclusión
El suelo actúa como un amortiguador ambiental dinámico, reteniendo y liberando micotoxinas hacia las redes hidrológicas. Aunque los residuos de las cosechas representan el principal punto de entrada, la textura del suelo y la materia orgánica determinan si las toxinas permanecen adsorbidas o migran hacia los cuerpos de agua.
Dada la elevada movilidad de los tricotecenos hidrosolubles y el potencial de alteración endocrina de compuestos como la ZEA, resulta esencial profundizar en la investigación a escala de campo. Los trabajos futuros deberían priorizar el estudio del envejecimiento a largo plazo y la estabilidad de los residuos ligados al suelo, así como los impactos ecotoxicológicos de la coexistencia de múltiples micotoxinas en la biota acuática y terrestre.
