FACTORES DE PARTICIPACIÓN EN EL CONTENIDO DE PLAGUICIDAS ORGANOCLORADOS PERSISTENTES EN LECHE HUMANA EN UNA POBLACIÓN SUBURBANA DE LA CIUDAD DE MÉXICO.

ABSTRACT

Levels of  persistent organochlorine pesticides in human breast milk from a suburban area of Mexico City and associated factors.

Key words: residues, organochlorine pesticides, ADI, human breast milk, associate factors.

Organochlorine pesticide residues are frequently in human breast milk. They were measured in 108 samples  by gas-liquid chromatography (GC-ECD) from a suburban region around Mexico City. Residue mean contents found in the samples were S DDT 2.55 mg/g (98%); S HCH 0.693 mg/g (63%); Endrin 0.077 mg/g (4.6%); heptachlor + heptachlor epoxide 0.259 mg/g (66%); and Aldrin + Dieldrin 0.059 mg/g fat base (68%). S DDT, S HCH and endrin were below ADI but heptachlor + heptachlor epoxide and Aldrin + Dieldrin were above international values 2 and 2.4 times respectively. It were found association between mother residence site and DDE; DDE content and parity, mother age and milk fat level; fish feed and presence of pesticides.

RESUMEN

Palabras claves: plaguicidas organoclorados, IDA, leche humana, factores de participación.

La presencia de plaguicidas organoclorados en leche humana es un fenómeno frecuente con implicaciones adversas sobre la salud. Se midió el contenido de estos tóxicos en 108 muestras de una zona suburbana de la Ciudad de México mediante cromatografía gas-líquido con detector de captura de electrones. Los resultados obtenidos fueron S DDT 2,55 mg/g (98%); S HCH 0,693 mg/g (63%); endrín 0,077 mg/g (4,6%); heptacloro + heptacloro epóxido 0,259 mg/g (66%); y aldrín + dieldrín 0,059 mg/g (68%). S DDT, S HCH y endrín se encontraron bajo la norma ADI mientras que heptacloro + heptacloro epóxido y aldrín + dieldrín sobrepasaron el límite internacional 2 y 2,4 veces afectando 36,2% y 53% de las muestras respectivamente. Se encontró una asociación entre lugar de residencia y contenido de DDE; DDE y número de lactancia; edad de la madre y contenido de grasa en la leche; y alimentación con pescado y presencia de plaguicidas. Se hizo una predicción sobre la presencia de heptacloro con alimentación materna de leche y bajo consumo de carne.

INTRODUCCION

Numerosas investigaciones han reconocido la presencia de plaguicidas organoclorados (POs) persistentes en la leche humana (Laug et al, 1951; Jensen, 1988; Bjerregaard et al, 2001) y actualmente ha sido estudiada como un biomarcador de la contaminación (Albers et al, 1996; Smith, 1999).

La contaminación del medio con POs se debe a sus propiedades fisicoquímicas de lipoficidad y estabilidad química y a sus usos en actividades agropecuarias y sanitarias. A pesar que en México se ha prohibido el uso de aldrín, dieldrín y endrín; que se ha restrigido el uso de lindano y hexaclorociclohexano (HCH) y que la utilización de DDT está reservada a campañas sanitarias oficiales (CICOPLAFEST 1997), se ha registrado su presencia en la leche humana  (Albert, 1996; Waliszewski et al, 1998; Torres et al, 1999).

El contenido de los POs en la leche es resultado de procesos de su difusión por el aire, agua y suelo, de su distribución por medio de cadenas tróficas; de su acumulación en los tejidos grasos, del metabolismo y la excreción. Durante la lactancia, los plaguicidas disueltos en los lípidos se movilizan y los lactantes reciben un suministro considerable de estos tóxicos (Larsen, 1988; Skaare y Polder, 1990; Hodgson y Levi, 1996; Bjerregaard et al, 2001).

Ciertas condiciones individuales se han asociado a esta presencia y ellas son la edad de la madre, su origen rural o urbano, el número de lactancias y hábitos alimenticios (Brunetto et al, 1996; Albers et al, 1996; Czaja et al, 1997; Waliszewski et al, 1998; Torres et al, 1999), de modo que se observan tendencias de sus contenidos en las poblaciones de estudio.

Debido a los efectos perniciosos de estos compuestos clorados (Jensen, 1988; Kavlock et al, 1996; Dewailly et al, 2000) la FAO/WHO (1985) ha establecido límites en su contenido ya que los recién nacidos están especialmente expuestos y son vulnerables a ellos.

Tomando en cuenta estos riesgos, es necesario mantener la vigilancia para conocer el estado actual de sus contenidos y su repercución en la salud pública. El objetivo de este trabajo fue determinar los niveles de POs en leche humana procedente de un área suburbana de la Ciudad de México, valorar los resultados a la luz de los límites fijados por la FAO/WHO y encontrar asociaciones entre los resultados encontrados y las condiciones de edad, número de lactancia, origen y hábitos alimenticios de las madres.

MATERIAL Y METODOS

Se propuso un estudio observacional, descriptivo, transversal y prospectivo de madres lactantes durante 1 año en una población suburbana usuaria de los servicios de salud en el Hospital Materno Infantil de Tláhuac, zona periférica de la Ciudad de México y relacionar el contenido encontrado de POs con los factores referidos por las mismas mujeres y registrados en cuestionarios.

Muestreo. Se colectaron 108 muestras de enero de 1999 a febrero de 2000. Éstas fueron tomadas aproximadamente a la misma hora, de madres sanas con hijos sanos nacidos a término, con edad entre 18 y 40 años y alimentaban sólo un niño La leche fue tomada por expresión manual después del quinto día del nacimiento, sobre tubos de propileno estériles y enjuagados con acetona y hexano secuencialmente. Las muestras se mantuvieron a -20×C hasta su análisis.

Extracción de la grasa. Se siguió el método referido por Brunetto et al, (1996) con modificaciones menores: las muestras de leche liofilizada fueron colocadas en cartuchos instalados en equipo para extracción Soxhlet, utilizando un volumen de 100 ml de n-hexano y manteniendo el reflujo por 8 horas. El disolvente conteniendo la grasa obtenida fue separado en evaporador rotatorio al vacío, y ésta fue redisuelta en n-hexano.

Purificación. Se realizó siguiendo el Método de Stijve recomendado por la Federación Internacional de Lechería (1991), empacando una columna de 30 cm de longitud y 30 mm de diámetro interno con florisil previamente calcinado a 550°C por ocho horas y desactivado parcialmente con 4 % de agua. La columna con 6 g de florisil 60-100 mallas y 4 g de sulfato de sodio anhidro fue cargada con 100 mg de muestra de grasa y se eluyó con 72 ml de solución hexano:diclorometano 4:1 a un flujo no mayor de 3 ml/min. Una vez obtenido el eluato, se llevó casi a sequedad en evaporador rotatorio al vacío a 35×C, redisolviendo el residuo en 2 ml de isooctano grado nanogrado para inyectar al cromatógrafo.

Cuantificación. La cuantificación se llevó a cabo por cromatografía de gases en un equipo Hewlett Packard Modelo 6890 Series II, con detector de captura de electrones (ECD ⁶³ Ni) e integrador de áreas modelo 6890. Se usó una columna capilar SPB-5 de 30 m x 0,25 mm D.I. x 0,25 mm de espesor de capa de fase estacionaria con 5% de fenilmetilsilicón con las recomendaciones indicadas por  International Standards 75 C (1991).

Las condiciones de operación fueron: temperatura del inyector 260°C, temperatura del detector 320×C, gas de arrastre helio a 1 ml/min, gas auxiliar nitrógeno a 30 ml/min, estándares de Chem Service a concentración de 20 ng/ml y volumen de inyección 1 ml. El programa de temperatura fue el siguiente: temperatura inicial: 90×C durante 2 minutos; incremento de 30×C/min hasta 180×C; incremento de 1×C/min hasta 200×C; incremento de 10×C/min hasta 300×C, temperatura sostenida 3 minutos. Temperatura final del detector: 320×C y tiempo total de corrida 38 minutos.

El análisis cuantitativo se realizó empleando el método del estándar externo por comparación de las áreas de los picos del cromatograma de la muestra con los estándares correspondientes, utilizando el tiempo de retención como parámetro de identificación con un 0,5% de desviación absoluta. Los resultados se dieron en mg/g en base grasa anhidra.

Los resultados se evaluaron mediante las pruebas de recuperación que fueron iguales o superiores al 80,4%, con excepción del endrín, endosulfán II y endrín aldehido; la linealidad en la calibración expresó coeficientes de correlación entre 0,9922 y 0,9997; en las pruebas de repetibilidad se obtuvieron valores para la desviación estándar entre 0,33-1,81; los coeficientes de variación estuvieron entre 1,61-14,82 y los límites de detección se calcularon en el rango 0,010-0,034 mg/g .

Confirmación. Este procedimiento se realizó en un equipo GC-MS marca Finigan 5475 Mat CGQ con un sistema de ionización electrónica que operó a 70 eV.

Determinación del Contenido de grasa. La determinación de la grasa de las muestras de leche humana fue realizada por espectroscopía de infrarrojo, con el equipo Milko-Scan 133B y la absorbancia fue medida a 5,73 mm.

Factores de influencia sobre la presencia de POs. Las madres respondieron un cuestionario con la información correspondiente a edad, peso, hábitos alimenticios y ocupación  de la madre; uso o no de plaguicidas; edad y peso del niño; y ocupación del padre del niño.

Los análisis descriptivos, bivariados, logísticos y de conglomerados se hicieron mediante el programa JMP versión 3.1.2.

RESULTADOS Y DISCUSIÓN

El contenido de grasa en la leche humana, medido por espectroscopía de infrarrojo, dio un valor promedio de 2,57 % y una desviación estándar de 1,04; la amplitud de valores estuvo entre 0,74 y 5,83%.

En el Cuadro 1 se presentan los resultados sobre la presencia de los POs en 108 muestras de leche humana estudiadas. Se aprecia que las frecuencias más altas se dieron en el DDE con 93% y en escala descendente, aldrín 67,6%, heptacloro 66%, b-HCH 63% y a-HCH 62%. Los de menores frecuencias fueron el endosulfán II, d-HCH, g-HCH y endrín con frecuencias 18% o inferiores. El número promedio de plaguicidas encontrados por muestra fue de 6.

Se encontró gran variabilidad en las muestras individuales y por esa misma razón una desviación estándar alta; sobresalieron p,p’-DDE, p,p’-DDT, b-HCH, epóxido de heptacloro y endosulfán II y parecieron reflejar exposiciones o accidentes particulares.

DDT y metabolitos: Del 93% de frecuencias positivas para el p,p’-DDE, 80% presentaron contenidos inferiores a 1,0 mg/g base grasa, mientras que los restantes sobrepasaron ese dato. El contenido promedio de p,p’-DDT fue de 0,117 mg/g base grasa y el p,p’-DDD fue semejante con 0,124 mg/g base grasa. La S DDT + DDE + DDD fue 2,55 mg/g base grasa donde la contribución del p,p’-DDE fue 90%. Entre los valores registrados se encontraron dos casos con

una cantidad excesiva de DDE, de los cuales se infirieron presuntas exposiciones ocupacionales o accidentales; estos resultados modificaron seriamente los estimadores promedio totales.

La razón de concentraciones DDE/DDT  se calculó entre el rango de 2,8-19,7  lo que indicó una disminución de la contaminación o una exposición antigua. Estudios experimentales y epidemiológicos han mostrado que debido a la cinética de transferencia del DDT, la razón DDE/DDT aumenta con el tiempo transcurrido de la exposición o después de una restricción de uso. Dicha razón ha sido calculada para España (46,75), Nicaragua (29,8), Turquía (16,04), Holanda (6,0) y Francia (7,3) (Cok et al, 1997; Lacayo et al, 2000; Albers et al, 1996 y Bordet et al, 1993). Tal descenso es congruente con la tendencia observada en todo el mundo; de hecho Canadá y EE.UU. han ejercido la estrategia más efectiva y la razón DDE/DDT ha mostrado un decremento del uso de DDT (Smith, 1999).

Registrada en estudios de diversos países indica condiciones socioeconómicas, climáticas y  normativas diferentes. Así en Brasil encontraron que la S DDT + DDE + DDD fue 0,025 mg/g base grasa (Matuo et al, 1992); en Suecia (Ekström  et al, 1996) informaron que fue 0,06-0,71 mg/g base grasa; Kumar et al, (1996) en La India señalaron 1,561 mg/g base grasa y en Turquía (Cok et al, 1997) calcularon 2,357 mg/g base grasa comparados con los valores aquí presentados de 2,55 mg/g base grasa.

Las concentraciones encontradas en este estudio para DDE de 2,31 mg/g base grasa, fueron iguales a las de Kenya (Kanja et al, 1992) de 2,31 mg/g base grasa y semejantes a las de Francia (Bordet et al, 1993) de 2,18 mg/g base grasa; Nicaragua (Lacayo et al,  2000) de 2,80 mg/g base grasa y Turquía con 2,012 mg/g base grasa (Cok et al, 1996).

El DDT en México ha sido usado masivamente en ciertas zonas del país en el cultivo de algodón (Albert, 1996) y para controlar enfermedades transmitidas por insectos como el paludismo (Rodríguez et al, 1994), por tanto, su manejo puede considerarse una causa directa de su contenido en la leche humana. Por otro lado, la toxicidad del DDT y su principal metabolito el DDE, han sido vinculados con efectos hepatocarcinogénicos y neurotóxicos así como transtornos reproductivos e inmunológicos (Gladen y Rogan 1995; Kumar et al, 1996; Kavlock et al, 1996; Hodgson y Levi 1996; Topari et al, 1996; He, 2000).

Dada la toxicidad del DDE y su alta frecuencia, se confirmó su identidad por espectroscopía de masas, espectro que se presenta en la Figura 1. La identidad del estándar de p,p’-DDE y el pico correspondiente al DDE en la muestra se comportaron de igual manera en el tiempo de retención y en los fragmentos de la ionización dando un analito m/z de 316 Da.

El contenido de DDT ha sido tomado como un indicador biológico de la contaminación (Smith, 1999) y debido a que el DDE expresa mayor persistencia y toxicidad (Kavlock et al, 1996; Topari et al, 1996; Bjerregaard et al, 2001) hay un interés generalizado en las legislaciones nacionales e internacionales por la disminución de estas cifras.

Con esta visión se recogieron diferentes estudios realizados en México en los cuales pudo observarse su elevada concentración en la Comarca Lagunera en 1976, dato relacionado con la aplicación en el cultivo de algodón, asimismo su descenso a lo largo del tiempo en zonas de temperatura media anual mayor a 24×C como Sonora o Veracruz; en cambio los datos presentados para la Ciudad de México no tienen la misma tendencia. Además, es importante considerar que los contenidos son respuestas multifactoriales que dependen de las condiciones geográficas, sociales y culturales de las poblaciones estudiadas (Cuadro 2).

Hexaclorociclohexanos: El b-HCH se manifestó como el plaguicida mayoritario de esta familia y es considerado el más persistente del grupo (Kumar et al, 1996; Banerjee et al, 1997). Dicho isómero superó 6,4 veces el contenido del a-HCH y por el contrario las concentraciones de los isómeros g y d fueron bajas, ya que correspondieron a 0,049 y 0,079 mg/g base grasa y sus frecuencias alcanzaron 7,4% y 12% respectivamente. Waliszewski et al,  (1998) en el estado de Veracruz, México, registraron valores semejantes para el isómero b (0,431 mg/g base grasa) y los residuos de lindano están en concordancia con los de Kumar et al, (1996) en India que presentaron 0,048 mg/g base grasa y los de Lacayo et al, (2000) en Nicaragua que oscilaron entre 0-0,13 mg/g base grasa.

La sumatoria de (a +b)-HCH que usualmente se maneja en la literatura indicó un valor de 0,565 mg/g base grasa y el valor llegó a 0,693 mg/g base grasa cuando se incluyeron los cuatro miembros de la familia, ya que se tienen evidencias actuales de la toxicidad del lindano (Gutiérrez et al, 2000); estos datos se presentan en el Cuadro 3. Estudios anteriores de Slorach y Vaz (1983) en México, habían señalado valores de 0,4 mg/g base grasa para la sumatoria y García-Bañuelos y Meza-Montenegro (1991) en la región del Yaqui Sonora, México, registraron 1,24 mg/g base grasa.

La presencia de ese grupo de plaguicidas en las zonas tropicales del mundo donde su uso es mayoritario ha registrado valores de 0,013-0,713 mg/g base grasa (Kumar et al, 1996) mientras que en países como Holanda se han encontrado datos promedio de 0,08 mg/g base grasa (Albers et al, 1996). Vietnam, país en vía de desarrollo ha medido 0,22 mg/g base grasa (Schecter et al, 1989), los cuales son inferiores al aquí encontrado a excepción de los datos máximos en India.

Numerosos autores han evidenciado alta persistencia de compuestos como b-HCH, epóxido de heptacloro y p,p’-DDE (Larsen, 1988; Albers et al, 1996; Banerjee et al, 1997; Smith, 1999), por lo cual se alarga su permanencia en los tejidos y con ello sus efectos tóxicos. En esta óptica, se acotaron las sumatorias de estos compuestos como datos que permitieran juzgar la calidad de la leche humana, los cuales se recogen en el Cuadro 3.

La FAO/WHO (1985) ha establecido en el parámetro IDA, Ingesta Diaria Admisible, una indicación precisa hacia la protección de los lactantes; ésta corresponde a 12 mg/kg de peso corporal/día para S-HCH; 0,5 mg/kg de peso corporal/día para heptacloro + epóxido de heptacloro; 0,1 mg/kg de peso corporal/día para la suma aldrín + dieldrín; 2 mg/kg de peso corporal/día para endrín y 20 mg/kg de peso corporal/día para S DDT. Si se asume un peso de 5 kilogramos para el niño, 2,57% de grasa promedio para la leche humana analizada y se calculan 800 ml de leche ingerida por día (Jensen, 1988), se obtienen los valores presentados en el Cuadro 4 en los cuales  se aprecia que la ingesta correspondiente al S-HCH, endrín y S DDT están bajo la norma, no así heptacloro + epóxido de heptacloro ni aldrín + dieldrín que la rebasan 2 y 2,4 veces respectivamente.

La legislación del país ha autorizado la aplicación del lindano en el control sanitario de ectoparásitos bajo la responsabilidad de un técnico especializado (CICOPLAFEST, 1997) y los datos presentados posiblemente reflejen el uso del HCH técnico que es más barato que el lindano puro y contiene 60-70% del isómero a, 5-12% del isómero b y 10-15% de lindano.

Familia del heptacloro. La frecuencia con que se presentó el heptacloro fue cercanamente el doble de su metabolito el epóxido de heptacloro y al calcular la razón epóxido de heptacloro/heptacloro se obtuvo 0,576 lo cual evidenció la abundancia del compuesto original hasta ese momento. En cambio, las concentraciones de ambos compuestos fueron semejantes (0,120 y 0,139 mg/g base grasa).

Cuando se vieron los contenidos del heptacloro (0,014-0,449) con percentil 90 de 0,245 mg/g base grasa y su metabolito derivado (0,020-0,816) con percentil 90 de 0,186 mg/g base grasa, se observó que 10% de las muestras expresaba valores muy superiores a los datos referidos del cuantil 90% de los dos analitos. Al calcular la razón de las medias epóxido de heptacloro/heptacloro resultó 1,158, valor que sugirió que una pequeña parte del heptacloro había generado su epóxido, ratificando el dato anterior. Al observar los valores máximos esta tranformación fue evidente aunque no generalizada pero la razón de los cuantiles 90% no expresó el mismo fenómeno.

La cinética de epoxidación guarda relación con la vida media de la biotransformación en el sustrato graso que Greenhalgh (1978) estimó en 3,9 años para degradar el 95% de heptacloro. Dicho fenómeno se realiza en parte en el tejido adiposo y/o en el hígado y por lo mismo, el compuesto original y sus derivados son acumulados en esos tejidos y desde ahí son excretados en la leche dependiendo de su movilización (Sim y MacNeil 1992).

La sumatoria de estos dos analitos fue de 0,259 mg/g base grasa, dato muy objetable, ya que los efectos tóxicos de estos compuestos han sido estudiados dando evidencias que el heptacloro actúa como promotor en los procesos neoplásicos y el epóxido se ha vinculado con efectos mutagénicos (Jiturani et al,1995; Kavlock et al,1996; Hodgson y Levi 1996). La FAO/WHO (1985) recomendó no exceder el valor de 0,0005 mg/kg peso corporal/día en la Ingesta Diaria Admisible en bebés.

Viveros y Albert (1990) informaron de contenidos de epóxido de heptacloro de 0,24 mg/g base grasa con 45% de frecuencia en la Ciudad de México y García-Bañuelos y Meza-Montenegro (1991) para la región de Yaqui en Sonora, México, dieron 0,08 mg/g base grasa y una sumatoria heptacloro + epóxido de heptacloro de 1,24 mg/g base grasa. Los resultados encontrados en este trabajo se sitúan muy por debajo de los comentados en la sumatoria de dichos plaguicidas para la región antes citada en esa época.

Alawi et al,(1992) encontraron 0,70 mg/g base grasa de heptacloro en leche de mujeres en Jordania; Matuo et al,(1992) en Brasil hallaron 0,02 mg/g base grasa; Bordet et al,(1993) refirieron para Francia 0,097 mg/g base grasa y Lacayo et al,(2000) calcularon valores entre 0-0,10 mg/g base grasa. En España en cambio, Hernández et al,(1993) dieron valores de 0,0009 mg/g base grasa del epóxido; en Turquía se registraron contenidos de 0,011-0,078 mg/g base grasa (Cok et al,1997) y en Nicaragua expresaron datos  0-0,34 mg/g base grasa (Lacayo et al,2000). Se apreció que los residuos encontrados en este trabajo fueron semejantes a los de Nicaragua, superaron los encontrados por investigadores de Brasil, Francia y Turquía y fueron inferiores a los de Jordania.

El heptacloro se ha aplicado en suelos, semillas o directamente al follaje; igualmente en el control de hormigas y gorgojos incluyendo insectos domésticos y animales de casa. Estas causales pueden desembocar en contaminaciones de alimentos que son vías de acceso a los plaguicidas en la leche humana.

Aldrín y Dieldrín. El metabolismo del aldrín lo convierte en dieldrín dentro de los organismos, por lo tanto estos compuestos se vinculan en sus contenidos. La presencia de residuos de aldrín se calculó en 0,059 mg/g base grasa con una frecuencia de 68% y el dieldrín estuvo ausente en todas las muestras estudiadas.

Probablemente la transformación de aldrín en dieldrín haya sido imperceptible hasta el momento del estudio, bien porque la exposición al primero haya sido reciente y aún no se detectó su presencia; bien porque la concentración de aldrín que se encontró en bajas proporciones haya generado menores concentraciones de dieldrín, valores que hubiesen caído abajo del límite de detección del sistema cromatográfico para el analito, el cual fue de 0,014 mg/g. La FAO/WHO (1985) ha establecido como IDA para esta pareja de compuestos el valor de 0,0001 mg/kilogramo de peso corporal por día y a pesar que la concentración de aldrín fue de 0,059 mg/g base grasa y no se encontró dieldrín, se señalan sus consecuencias adversas sobre la salud al situarla dos veces arriba de la norma.

En el norte del país, García-Bañuelos y Meza-Montenegro (1991) encontraron 0,236 mg/g base grasa de aldrín y 0,048 mg/g base grasa de dieldrín. En Francia, Bordet et al,(1993) refirieron datos del primero de 0,024 mg/g base grasa.

La presencia de aldrín en las muestras estudiadas probablemente se deba a su alto carácter residual dado que está prohibido su uso desde 1991 (CICOPLAFEST 1997) y Greenhalgh (1978) estimó en 14 años el tiempo necesario para degradar el 95 % del residuo. En un sentido semejante, Norén y Meironyté (2000) valoraron que un descenso de dieldrín de 0,080 mg/g base grasa a 0,010 mg/g base grasa,  tuvo una duración de 18 años y describió una respuesta exponencial. Probablemente su contaminación obedeció a un uso anterior, ya que fue utilizado en el combate de hormigas, pulgones y vectores de enfermedades tropicales y en almacenamiento de granos para alimentos animales.

Endrín y Endrín aldehído. La menor frecuencia de los POs estudiados se presentó en el endrín con 4,6% mientras que su aldehído señaló 26,9% lo cual marcó una razón  endrín aldehído/endrín de 5,8 que significó un proceso de biotransformación. La razón correspondiente a sus contenidos fue de 1,48 siendo clara  la transformación del endrín que es el principio activo de productos comerciales en su aldehído. La sumatoria de los dos analitos fue de 0,191 mg/g base grasa. El IDA establecido para endrín es 2 mg/kg de peso corporal por día.

Se ha registrado endrín en concentraciones de 0,058 mg/g base grasa en Francia (Bordet et al,1993); 0,033 mg/g base grasa en Nicaragua (Lacayo et al,2000) y en Sonora, México, García-Bañuelos y Meza-Montenegro (1991) encontraron 0,523 mg/g base grasa, diez veces más que el actualmente estimado.

En la actualidad su uso está prohibido pero anteriormente se aplicó en diversos cultivos empleados como materias primas en la elaboración de alimentos para animales. Pudo ser usado en semillas de algodón, sorgo, trigo, maíz, cebada y otros, ingredientes que suelen contribuir a la alimentación animal y contaminar la leche bovina y de ahí transferirse a la especie humana y a su leche a pesar de ya estar catalogado como un "compuesto en desuso".

Endosulfanes. El contenido del endosulfán I fue mayor que los otros analitos de este grupo, aunque la mayor frecuencia estuvo dada para el derivado sulfatado; éste, producto del metabolismo, se registró en cifras iguales al endosulfán II y la sumatoria de los tres compuestos se calculó en 0,432 mg/g base grasa. Conviene indicar que en los estudios de Waliszewski et al,(1998) en una zona tropical del país, no encontraron ninguno de estos compuestos.

Análisis Estadístico. Variables como la edad de la madre, su origen rural o urbano, el número de lactancia y la alimentación se han encontrado relacionadas en el proceso de la contaminación de matrices biológicas como la leche humana (Albers et al,1996; Czaja et al,1997; Waliszewski et al,1998; Torres et al,1999). En los cuestionarios respondidos se describieron las que se consideraron pertinentes y el análisis estadístico permitió encontrar asociaciones y correlaciones multivariadas de este fenómeno que reflejó la interacción de algunas variables (Méndez et al,1994; Sánchez et al,2001).

En el análisis de los cuestionarios respondidos por las madres donadoras, se pudo estimar que la edad promedio de 76% de los lactantes fue de 7,2 días; que la mayoría de estos niños eran sujetos de una primera lactancia (50,95%), 26,8% fueron de segunda lactancia y 22,2% de una tercera o subsecuente lactancia. El origen rural de las madres se calculó en 39,8% y el 60,18% restante tuvo un origen suburbano. El 31.5 % de las mujeres respondió que usa insecticidas en su casa o en el trabajo (Cuadro 5).

La edad de las madres fue agrupada en tres estratos, siendo mayoritaria (68,9%) una edad promedio de 20 años. La edad de los lactantes se ha estratificado: El 76% de ellos, cuya edad al muestreo se ubicaba entre 5 y 15 días, presentó una edad promedio de 7,2 días; este valor fue seguido de 26,6 días en un 3,6 % de lactantes con rango entre 16 y 30 días; los niños fueron muestreados generalmente antes de los tres meses de edad según el tratamiento de los datos.

El tiempo de residencia promedio en la ciudad de México se calculó en 18 años y en sitios rurales en 3,5 años. El peso promedio del niño al nacer fue de 3,1 kg. El 94 % de las madres tuvo su principal actividad en el hogar, y el padre del lactante, se ocupó mayoritariamente  en la industria (50%) y 31% en actividades no clasificadas.

Se encontraron algunas asociaciones que condujeron a apoyar respuestas de causalidad entre las variables estudiadas: se encontró significancia en el análisis bivariado de DDE con el origen de la madre (p = 0,04) en concordancia con los resultados presentados por Waliszewski et al, (1996). En las asociaciones b-HCH con alimentación/pescado, y g-HCH con número de lactante se encontraron tendencias que no fueron concluyentes (Rong, 2000).

El análisis de la varianza aumentó la asociación entre consumo de leche y epóxido de heptacloro y fue significativa (p = 0.04) cuando se hizo una prueba paramétrica de X². Con mayor consumo de leche por las madres, hubo mayor carga de grasa y ahí se encontró el residuo de DDT. También se encontró una asociación (p = 0,05) entre b-HCH y los patrones marcados con menor e intermedio consumo de leche por las madres, dato verificado en otros estudios (Torres et al, 1999).

Se evaluó significancia marginal entre endrín aldehído y alimentación con pescado. No se encontraron asociaciones en los modelos bivariados de los otros plaguicidas organoclorados y las variables registradas.

Se buscó una relación entre la presencia de DDE, que apareció con una ocurrencia del 93%, y la presencia de este tóxico en las diferentes lactancias. Se apreció que a medida que aumentaba la edad de la madre se reducía la cantidad de DDE en la leche, lo cual guardó congruencia con datos informados por Gladen y Rogan (1995); Albers et al, (1996); Waliszewski et al, (1996) y Czaja et al, (1997).

La alimentación con carne se asoció positivamente con el contenido de grasa en la leche (p=0,03), valor en concordancia con los trabajos de Torres et al, (1999) y con la apreciación que la vía oral es la ruta primordial de contaminación (Albers et al, 1996). Después del nacimiento el contenido de grasa en la leche puede ser muy alto, dado que hay un cambio dramático en el perfil hormonal de la mujer y la grasa va decreciendo a lo largo de la lactancia (Rogan et al, 1987; Albers et al, 1996).

Los valores de los residuos de POs se vieron afectados por factores y condiciones de vida de la población evaluada (Méndez, 1993; Prado et al, 2001). Los resultados encontrados, en nuestra opinión, están inmersos en un contexto social y en un ámbito biológico en una interacción compleja y dinámica.

La mayoría de los estudios mencionados señaló asociaciones positivas entre contenidos de POs con la edad de la madre y origen rural así como una asociación negativa con el número de lactancia (Norén, 1983; Matuo et al, 1992; Waliszewski et al, 1996; Brunetto et al, 1996; Torres et al, 1999; Dewailly et al, 2000). Sin embargo también se han encontrado estudios que muestran la no asociación entre la presencia de residuos persistentes y las variables mencionadas (Frkovic et al, 1996; Quinsey et al, 1996; Lacayo et al, 2000).

Cuando se exploró un modelo con una condición acerca del aumento en el número de lactancia corregido por el origen de la madre y se hizo una regresión a pasos hacia delante relacionándolo con heptacloro, sólo resultó significativo el efecto de la alimentación con leche (p = 0,02), ver Figura 2. No es que la alimentación con carne no influyera, sino que debe estar integrada como covariable en el modelo. Un estimador estadístico puede indicar poca contribución en un modelo, pero su vinculación en la teoría del fenómeno, aumenta el grado de certeza. Eso ha pasado en el presente estudio donde las contribuciones numéricas son de baja significancia pero la teoría apoya su participación en el fenómeno (Sánchez et al, 2001).

El modelo de regresión múltiple permitió hacer una predicción de la concentración de heptacloro en función de los alimentos ingeridos y su contribución grasa mediante una gráfica de contornos. La Figura 2 indicó que a medida que aumentó la alimentación con leche y bajó la alimentación con carne los valores de contenido de heptacloro, fueron mayores.

Otro modelo multivariado incorporó la alimentación con carne, el origen de la madre, años fuera de la ciudad de México, la ocupación del padre del niño y la alimentación con pescado y sólo la alimentación con pescado (p = 0,02) resultó significativa. Dadas las condiciones de la población en la presente investigación, y según las respuestas del cuestionario, la alimentación con pescado es baja porque sus recursos económicos son limitados y pocas veces lo incluyen en su dieta; dicho dato fue expresado en la estadística descriptiva en la cual se indicó que a percentil 90, el valor fue 1,3 veces por semana. La literatura informa de una decidida influencia en poblaciones que lo consumen en proporción de 100 g a la semana (Albers et al, 1996; Norén y Meironyté 2000; Dewailly et al,. 2000; Bjerregaard et al, 2001), lo que no ocurre en estos medios.

CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES

Los plaguicidas que sobrepasaron la norma FAO/WHO (1985) fueron heptacloro + epóxido de heptacloro y aldrín + dieldrín mientras que a+b-HCH, endrín y S DDT estuvieron debajo del límite. Estos resultados se refieren especialmente al 51% de madres de primera lactancia, a 76% de lactantes de 7 días de edad y para el 60,2% de madres de origen suburbano con edad promedio de 20 años.

Es altamente recomendable la revisión y actualización de la normatividad en el uso de pesticidas organoclorados en el país, en concordancia con los registros encontrados en los diversos estudios analíticos, epidemiológicos y toxicológicos actuales.

AGRADECIMIENTOS

Los autores agradecen cumplidamente al Dr. Arnulfo Albores y al M en C. Raúl Reyes del Departamento de Toxicología Ambiental del CINVESTAV por los espectros de masas realizados.

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