esposizio biomarkatzaileak erraustegiaren inguruko biztanleengan · 2016. 2. 16. · • lehenik...

Esposizio biomarkatzaileak erraustegiaren inguruko biztanleengan

Jakintza-arloa: Osasuna

Egilea: BEGOÑA ZUBERO OLEAGOITIA

Urtea: 2010

Zuzendariak: JESUS IBARLUZEA, JUANJO AURREKOETXEA

Unibertsitatea: UPV-EHU

ISBN: 978-84-8438-392-5

Hitzaurrea

Duela zazpi urte Prebentzio Medikuntza eta Osasun Publiko Departamentuan sartzeko aukera izan nuen. Bilboko Udalak eskatuta, ikerketa epidemiologikoa egin behar zen erraustegi berri baten inguruan . Ikerketa hau proiektu erraldoi baten barruan kokatzen zen: “Asesoría de riesgos para la salud de una planta de valorización energética de residuos urbanos en Bilbao”. Gure ardatza, esposizio biomarkatzaileen mailak erraustegiaren inguruko biztanleengan neurtzea izan zen.

Hainbat konposatu analizatu genituen, hala nola, metal astunak, dioxinak, PCBak eta plagizidak organokloratuak. Gure emaitzak garrantzitsuak dira, populazio orokorrean Euskal Herrian egindako lehenengo ikerketa delako. Osasunengan izan daitezkeen ondorioak kontuan izanda, etorkizunean ere honelako ikerketak beharrezkoak direla pentsatzen dut.

Eguneroko lana neketsua izan bazen ere, jende asko hurbildu da gugana, boluntario. Haien laguntza barik ezinezkoa izango zen ikerketa burutzea, horregatik nire eskerrik beroenak eman nahi dizkiet.

Begoña Zubero, 2012

DEPARTAMENTO DE MEDICINA PREVENTIVA Y SALUD PÚBLICA

PREBENTZIO MEDIKUNTZA ETA OSASUN PUBLIKOA SAILA

ESPOSIZIO

BIOMARKATZAILEAK

ERRAUSTEGIAREN INGURUKO

BIZTANLEENGAN

Miren Begoña Zubero Oleagoitia ● Doktore-Tesia ● Leioa 2010



ESPOSIZIO

BIOMARKATZAILEAK

ERRAUSTEGIAREN INGURUKO

BIZTANLEENGAN

MIREN BEGOÑA ZUBERO OLEAGOITIA DOKTORE-TESIA

LEIOA, 2010

Ikerketa hau, ikerketa-proiektu zabalagoaren barruan kokatuta dago “Asesoría

de riesgos para la salud de una planta de valorizac ión energética de

residuos urbanos en Bilbao” , eta Zabalgarbi S.A. enpresaren finantzaketari

esker, posiblea izan da lan hau burutzea (Refª 093-2005).

“One is happy as a result of one's own efforts once one knows the necessary

ingredients of happiness simple tastes, a certain degree of courage, self-denial

to a point, love of work, and above all, a clear conscience”

George Sand (1804-1876)

ESKERRAK

Orri hau idaztean atzera begiratu behar dut, bost urte atzera hain zuzen,

proiektu honen berri izan nuenean. Hasiera batean, pozik egon arren, urrun

ikusten nuen bukaera, zalantzak beterik, bukaezina, baina eguneroko lanak,

azkenean, bere fruitua eman du.

Hasteko, eskerrak eman nahi dizkiot Zabalgarbi enpresari, bere diru-laguntzarik

gabe ezinezkoa izango zelako ikerketa burutzea. Halaber, Euskal Herriko

Unibertsitateko Prebentzio Medikuntza eta Osasun Publikoa Saileko

Departamenduko lankide guztiei, nigan konfiantza jarri zutelako hasieratik.

Bereziki eskerrak eman nahi nizkieke Marian, Juan Karlos eta Mª Joseri beti

lagundu didatelako edozein arazoen aurrean.

Bestalde, Osakidetzako profesionalen aldetik jasotako laguntza, osasun zentro

guztietan, azpimarratu nahi nuke, haiei esker lana erraztu zelako. Leku berezi

bat nirekin batera etorri zen erizainarentzat, Nekane Pérez de Nanclares, lana

ondo egiteaz gain, momentu onak pasatu genituelako zentroetan eta bidaietan.

Abentura honetan gidariak izan ditut Juanjo Aurrekoetxea eta Jesús Ibarluzea.

Beti iparra markatzen nik kontrako bidera jo nahi nuenean. Behin baino

gehiagotan entzun dute esaldi hau: “ez dut bukatuko”, baina beti animatu naute

aurrera jarraitzeko eta ziur naiz gaur oso pozik eta harro egongo direla.

Euskarazko itzulpenarekin jaso dudan laguntza, Xabier Agirre UZEI elkarteko

medikuaren eskutik, aipatu nahi nuke eta eskerrak eman nahi dizkiot okerrak

zuzentzen laguntzeagatik.

Ezin dut ahaztu, Juan Luis, nire momentu txarrak jasan behar izan dituena eta

beti animatu nauena, horregatik berarekin konpartitu nahi nuke lan hau. Imanol

ere hor egon da eta bihotzez eskertzen diot. Aipamen berezia gurasoei, haiek

emandako maitasuna eta heziketari esker heldu naizelako honaino.

Bukatzeko, nire esker onak ikerketan, borondatez parte hartu zituzten guztiei.

INDIZEA 1. HITZAURREA ..................................... ..................................................... 3

1.1. Hondar urbano solidoen kudeaketa .............................................3

1.2. Errausketaren deskribapena........................................................4

1.3. Zabalgarbi plantaren deskribapena..............................................7

1.4. Konposatu Organiko Iraunkorrak (KOI)...................................... 10

1.4.1. Dioxinak, Furanoak, Dioxin-like PCBak............................. 13

1.4.2. Bifenil polikloratuak (PCBak) ............................................ 16

1.4.3. Plagizidak ......................................................................... 17

1.4.3.1. DDT (p-p’-diklorodifeniltrikloroetanoa) ...................... 18

1.4.3.2. DDE (p-p’-diklorodifenildikloroetilenoa)..................... 19

1.4.3.3. HCH (hexakloroziklohexanoa) .................................. 19

1.4.3.4. HCB (hexaklorobentzenoa). ..................................... 22

1.5. Metal astunak ............................................................................ 22

1.5.1. Beruna.............................................................................. 24

1.5.2. Kadmioa ........................................................................... 25

1.5.3. Merkurioa ......................................................................... 26

1.5.4. Kromoa............................................................................. 27

1.6. Biomarkatzaileak .................................................................... 28

1.7. Errausketa eta biomarkatzaileak................................................ 29

2. HIPOTESIA ............................................................................................ 33 3. HELBURUAK ....................................... ................................................... 37

4. DISEINUA ETA METODOLOGIA........................ .................................... 41

4.1. Diseinua eta ikerketa faseak...................................................... 41

4.2. Ikerketako populazioak .............................................................. 41

4.3. Laginketa plana ......................................................................... 42

4.4. Osasun zentroak ....................................................................... 43

4.5. Laginaren antolaketa eta bilketa ................................................ 44

4.6. Partaidetza ................................................................................ 45

4.7. Ikerketako aldagaiak ................................................................. 46

4.8. Parametro analitikoak ................................................................ 56

4.9. Laginaren tamaina..................................................................... 57

5. EMAITZAK

5.1. Metales pesados (Pb, Cd, Cr y Hg) en población general adulta próxima a una planta de tratamiento de residuos urbanos de Bizkaia......................................................................................... 65

5.2. Serum levels of polychlorinated dibenzodioxins and dibenzofurans and PCBs in the general population living near an urban waste treatment plant in Biscay, Basque Country................................................................................ 79

5.3. Plaguicidas organoclorados en población general adulta de Bizkaia ................................................. 89

5.4. Niveles de dioxinas, bifenilos policlorados (PCB) y otros compuestos organoclorados en la población general adulta próxima a una planta de tratamiento de residuos urbanos de Bizkaia, País Vasco. Estudio previo....................................................................... 99

5.5. Heavy metal levels (Pb, Cd, Cr & Hg) in the adult general population near an urban solid waste incinerator .................................................................... 127

5.6. Evolution of PCDD/Fs and dioxin-like PCBs in the general adult population living close to a MSW incinerator............................................................. 155

5.7. Evolución de PCBs frecuentes y plaguicidas organoclorados en la población cercana a una incineradora ............................................................ 177

6. EZTABAIDA....................................... ................................................... 205 7. KONKLUSIOAK ..................................... ............................................... 213 8. BIBLIOGRAFIA.................................... ................................................. 217 9. ERANSKINAK...................................... ................................................. 239

LABURDURAK

• Elementu eta konposatuak

PCDD: polikloro dibentzo-p-dioxina

PCDF: polikloro dibentzofuranoa

PCB: bifenil polikoratua

TCDD: tetrakloro dibentzodioxina

Cr: kromoa

Cd: kadmioa

Pb: beruna

Hg: merkurioa

PVC: polibinil kloruroa

Ni: nikela

DDT: p-p’-diklorodifeniltrikloroetanoa

DDE: p-p’-diklorodifenildikloroetilenoa

HCH: hexakloroziklohexanoa

HCB: hexaklorobentzenoa

NH3: amoniakoa

NOx: nitrogeno oxidoak

• Beste batzuk

OMS: Organización Mundial de la Salud

OME: Osasunerako Munduko Erakundea

KOI: Konposatu Organiko Iraunkorra

ng : nanogramoa

DEG: desbiderapen estandar geometrikoa

kW: kilowatioa

MW: megawatioa

IARC: International Agency for Research on Cancer

1. HITZAURREA

HITZAURREA

1. HITZAURREA

1.1. Hondakin urbano solidoen kudeaketa

Urrun geratu dira gizakiak naturarekin bat egiten zuen egunak bere beharrak

lortzeko inolako kalterik egin gabe edo orekak eten gabe. Herrialde garatuetan

gero eta zabor gehiago sortzen da eta horrekin batera kezkak areagotzen ari

dira, arazoari nola aurre egin jakin nahian. Hondakinen ekoizpenari so eginez,

azken urteotan, pare bat aldaketa nabarmendu behar dira. Alde batetik, gero

eta hondakin gehiago sortzen dela eta, bestetik, hondakinen konposizioa aldatu

egin dela. Kantitateari dagokionez, ia herrialde guztietan gero eta zabor

gehiago sortzen da, eta kontsumoaren joera ikusirik, nekez pentsa liteke gutxitu

daitekeenik hurrengo urteetan. Kasurik onenean, hondakinen kopurua

mantendu egiten da urte batetik bestera.

Etxeetako hondakinen konposizioa ere kontsumoarekin batera aldatzen ari da.

Zabor-poltsan hainbat materialez egindako gero eta ontzi gehiago dago. Hiri-

hondakinak kudeatzeko aukera bat baino gehiago dago. Horien artean aipa

daitezke: minimizatzea, birziklapena, konpostajea, isurpena eta errausketa,

energia berreskuratuta edo berreskuratu gabe. Kudeatzeko era guztiek sortzen

dute, dena den, arazoren bat inguruko populazioarentzako.

Errausketa aukera bat da hiri-hondakin solidoentzako ez ezik, baita hondakin

toxiko eta osasun-hondakinentzako ere. Beste tratamendu batzuekin

konparatuz, errausketak abantailak ditu, hala nola, energia berreskuratzeko

aukera (balorizazioa). Hala eta guztiz ere, gaur egun erraustegiek eztabaida

handia piztu dute sortzen duten kutsaduraren beldur garelako.

3


1.2. Errausketaren deskribapena

Errausketa prozesu termikoa da, hiri-hondakinen kantitatea gutxitzeko eta, aldi

berean, energia berreskuratzeko posibilitatearekin. Tenperatura handiko

errekuntza kontrolatuaren bidez, zaborra, masa inerte eta gas bihurtzen da.

Erretzean, turbinen eta sorgailuen bidez, elektrizitatea sortzen da. Prozesu

horrek hondakin solidoak (zepa eta errautsak) eta gaseosoak (errekuntza-

gasak) sortzen ditu. Erraustegiek isurtzen dituzten gaien artean konposatu

organokloratuak eta metal astunak aurki daitezke. Metal astunei dagokienez,

beruna (Pb), kadmioa (Cd), kromoa (Cr) eta merkurioa (Hg) dira beren

toxikotasunagatik Osasun Publikoaren aldetik interes handiena dutenak.

Konposatu organokloratuen artean, poliklorodibentzodioxinak edo, laburrago,

dioxinak (PCDDak), eta poliklorodibentzofuranoak edo furanoak (PCDFak)

daude (Quaβ, 2000, 2004). Konposatu horiek guztiek ezaugarri berdinak

dituzte: egonkortasun kimikoa, liposolubilitatea, degradazio metabolikoarekiko

erresistentzia handia, iraunkortasuna eta bioakumulazioa.

Planta honek lau zati nagusi ditu:

1. Hondakinen sarrera.

2. Hiri-hondakin solidoen errausketa edo konbustioa.

3. Arazketa.

4. Energia elektrikoaren lorpena.

4

HITZAURREA

Funtzionamenduaren ezaugarriak:

• Lehenik hiri-hondakin solidoak hobira iristen dira.

• Hortik, olagarro erako garabi batek galdarara eramango ditu hondakinak.

• Errausketa parrilan gas naturalaren erreketaren bidez hondakinak erretzen

dira. Zaborrak eta errautsak ateratzen dira.

• Galdara horretan, bi altuera desberdinetan NH3arekin NOxak erreduzitzen

dira.

• Lurrunak eta gasak bigarren galdara batera pasako dira. Bertan kearen

garbiketa egingo da, ikatz aktiboaren bidez.

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• Lurrunak eta gasak mahuka-iragazki batetik pasatuko dira, eta bertan

geratuko lirateke arazketa edo depurazioko hondakinak.

• Lurrun hau aprobetxatuko da turbina bat elikatzeko. Honekin energia

elektrikoa lortuko da.

• Keak tximiniatik irtengo dira.

6

HITZAURREA

1.3. Zabalgarbi plantaren deskribapena

2004ko apirilaz geroztik martxan dago erraustegi berri bat Bilboko udalerrian.

Kudeaketa Zabalgarbi S.A. enpresaren esku dago. Hasieran, ekoizpen-erdira

aritu bazen ere, 2005eko ekainetik aurrera ekoizpen osora jarraitu zuen.

1. irudia: Bizkaiko mapa, udalerriak. Azpimarratuta Bilbo eta Balmaseda, laginketako udalerriak, eta X batez erraustegi plantaren kokapena.

Tratatutako zaborra Bizkaiko 100 herritatik dator eta, gutxi gorabehera, 700.000

biztanleri ematen die zerbitzua. Planta berri honek funtzionamendu eta diseinu

aurreratua dauka. Duela 30 urteko erraustegiekin alderatuta Zabalgarbiko

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planta, ziklo bateratukoa izanda, Europako teknologia berrira egokituta dago

eta, horrela, beste erraustegi arruntak baino eraginkortasun handiagoa,

ingurumen-inpaktu txikiagoa, hondakin eta kutsadura gutxiago eta energia-

ekoizpen handiagoa lortzen du.

Zabalgarbiko erraustegiak honako ezaugarriak ditu:

A. Balorizazio energetikoa:

• Hondakin-mota: Hiri-hondakin solidoa

• Errausketa lerro: 1 (30 tona/ordu)

230.000- 250.000 tona/urte

• Labe-galdara: Mediterraneoko eraikuntza industrialak

• Parrila: Martin

B. Gas-arazketaren sistema:

• Errekuntza-kontrola: Hondakinen heterogeneotasunagatik eman

daitezkeen gorabeherak neurtzea eta egokitzea da bere helburua.

Aldagai hauek hartu behar dira kontuan:

o Errekuntza-gasen tenperatura.

o Oxigeno-edukia, batez ere martxan jartzean eta gelditzean.

o Lurrunen kaudala.

o Errekuntza-gasen kaudala.

o Hondakinen dosifikazioa parrilan.

• NOx murriztea (disoluzio amoniakala eta keen birzirkulazioa)

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HITZAURREA

• Gasen garbiketa (kare-esnea).

• Karbono aktiboaren injekzioa.

• Mahuka-iragazkia.

C. Kontrol-sistemak eta ingurumenaren zainketa:

• Gasen hustuketa atmosferara, aldez aurretik garbituta.

• Monitorizazio eta jaulkipeneko parametroen etengabeko kontrola

tximinian: CO2, CO, HCl, SO2, NOx, Konposatu aromatiko hegazkorrak

eta partikulak, O2, kaudala, presioa, tenperatura eta hezetasuna.

• ke guztien % 20a birzirkulazioa labera, bigarren aire bezala.

• Aire-kalitatearen kontrol-estazioak: Arraiz (Bilbo), Alonsotegi, Larrazabal

(Barakaldo).

• Lur, landaredi eta gainazaleko uren laginketa.

D. Zepa-tratamendu sistemak eta errauts hegazkorrak:

• Zepak: % 18-20 pisuan, % 8 bolumenean. Zepa hobitik jaso eta garraiatu

egiten dira hondakin ez-arriskutsuentzako zabortegi batera (materia

geldoa).

• Errauts hegazkorrak: % 3,5 pisuan, % 1 bolumenean. Biltegi-silora

eramaten dira. Handik, inertizazio-prozesuetan sartuko dira, metal

astunak egonkortzeko eta lixibaketa saihesteko. Geroago, materia

geldoentzako zabortegietan gordetzen dira.

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E. Sorrera elektrikoa:

� Aurreikusitako urteko sorrera elektrikoa 730-760 milioi kWkoa

da. Beste era batean esanda, Bizkaiko kontsumo osoaren %

10 edo etxe-kontsumoaren % 30.

F. Potentzia instalatua:

� Lurrun-turbina: 56,5 MW-eko batez besteko potentzia gordina.

(Nuovo Pignone).

� Gas-turbina: 43 MW-eko batez besteko potentzia gordina

(General Electric).

1.4. Konposatu Organiko Iraunkorrak (KOI)

KOIak, nazioartean POPs (Persistent Organic Pollutants) bezala ezagutuak,

gizakiak sortutako konposatu organikoak dira, oso toxikoak eta iraupen

luzekoak. Stockholm-eko Itunean KOIei buruzko mundu-mailako erabakia hartu

eta indarrean jarri zen 2004ko maiatzaren 17an (Stockholm Convention on

Persistent Organic Pollutants). Erabaki horren helburu nagusia gizakien

osasuna babestea da eta, halaber, ingurumenean luzaroan dirauten substantzia

kimikoetatik babestea. Konposatu hauekiko esposizioak osasun-arazoak sor

ditzake, hala nola minbizia, sortzetiko malformazioak eta arazoak ugalketa-

sisteman. Konposatu hauen garraioa mundu osoan gertatzen dela kontuan

izanda, ez dago gai horien kontra bere herritarrak erabat babestuko dituen

gobernurik. Konposatu artifizialak izanda, bakterioek ezin dituzte modu

10

HITZAURREA

errazean deskonposatu eta degradatu. Gehienek jarrera metakorra dute,

elikakateko gantzetan pilatzen baitira. Arazo honi irtenbidea emateko,

Stockholm-eko Itunak, 2001ean onetsi eta 2004an indarrean jarri zenak,

ingurumeneko KOIen mailak ezabatzera edo murriztera behartzen ditu

partaideak. Hasiera batean, itunak 12 konposatu organiko biltzen bazituen ere,

2009tik aurrera beste 9 konposatu berri gehitu ziren sailkapenean (1. taula).

1. taula: Stockholm-eko Ituneko konposatu organiko iraunkorrak

Plagizidak Produktu industrialak Bigarren produktuak

Errekuntzako produktuak Aldrina Bifenil polikloratuak (PCBak) Dioxinak

Klordanoa Hexabromobifenila* Furanoak

DDTa Hexabromobifenil eterra / Heptabromobifenil eterra*

α-Hexaklorozikloexanoa*

Dieldrina Pentaklorobentzenoa β-Hexaklorozikloexanoa*

Endrina Tetrabromodifenil eterra / Pentabromodifenil eterra*

Pentaklorobentzenoa*

Heptakloroa Azido perfluoroktano sulfonikoa eta gatzak*

Hexaklorobentzenoa

Mirexa

Toxafenoa

Lindanoa*

Klordekona*

α-Hexaklorozikoexanoa

β-Hexaklorozikoexanoa

Pentaklorobentzenoa

* KOI berriak 2009an Stockholm-eko Itunean sartutakoak

Konposatu hauen ezaugarriak iraunkortasuna eta biometaketa dira. Distantzia

handiak egin ditzakete eta munduan zehar barreiaturik daude, lurreko tokirik

hotzenetan eta baztertuenetan azaltzen direlarik. Ezaugarri hauek direla medio,

11


oso substantzia toxikotzat hartzen dira. Erraustegiek isurtzen dituzten KOIak

eta metalak hemisferioan barrena barreiatuak izaten dira eta behin airean,

uretan edo lurrean sakabanaturik daudenean, produktu hauetako askok inguru

biologikoetan metatzeko joera erakutsiko dute, beren izaera lipofilikoa dela-eta.

Izaera hori dela-eta, erraz sartzen dira elikakatean eta kate horretan zehar,

kontzentratuz joango dira. Biokontzentrazio honek, organismoetan

kontzentrazio altuak sor ditzake, kutsatzaileen ezaugarri toxikoak indartu eta

azaleratu egiten direlarik kate trofikoan gora egin ahala. Hortaz, produktu hauen

kontzentrazioak airean, uretan edo lurrean, txikiak izan arren, aipatutako

arrazoiengatik dosi eraginkorrak agerrarazi ditzakete hainbat organismotan.

Osasun-arazoei dagokienez, erraustegiek piztutako zalantzak eta beldurrak zer-

nolakoak ziren ikusteko hainbat ikerketa egin dira. 1983tik 2008ra argitaratutako

lan epidemiologikoen errebisio batek hiri-hondakinen erraustegien inguruan bizi

diren biztanleengan sortzetiko malformazioen eta pisu gutxiko jaiotzen arriskuak

areagotuta erakusten ditu eta, minbiziari dagokionez, ez-Hodgkin linfomen eta

ehun bigunen sarkomen arrisku handiagoa ere (Porta, 2009). Ikertzaileek

arrisku hauei dagokienez, ikerketa hauetan egon daitezkeen nahasketa

faktoreak direla, alde batetik, ezberdintasun sozio-ekonomikoak, besteak beste,

eta alborapenak, bestetik, ebidentzia-maila mugatua dela kontsideratzera iritsi

dira. Vielen (2008) iritzian, gainera, bere ikerketen emaitzak ezingo lirateke

zabaldu gaur egungo errausketa modernoetara, isuri kutsatzaile gutxiago

dituztelako. Aldez aurreko ikerketetan, osasunean izandako ondorioak

aztertzeko, PCDD/PCDFen mailak erraustegitik gertu eta urruti bizi ziren

populazioetan neurtu ziren. Ikerketa hauen emaitzek erakutsi zuten

12

HITZAURREA

erraustegiak eragina zeukala ikerketa batzuetan; beste batzuetan, berriz, ez

zen ezer sumatu (Park, 2004).

1.4.1. Dioxinak, Furanoak, Dioxin-like PCBak

Dioxina hitzarekin, konposatu organokloratuen talde bat ezagutzen dugu:

polikloro-dibentzo-p-dioxinak (PCDDak) eta polikloro dibentzofuranoak

(PCDFak), eta horien artean klorazio-mailaren (1etik 8ra kloro atomo) eta

aldatze-kokapenaren arabera, 75 PCDD eta 135 PCDF konposatu edo

kongenere desberdin sortzen dira. Horiek guztiak liposolubleak dira, eta

bizidunen ehunetan, gantzetan, metatzen dira. Osasunaren Munduko

Erakundearen arabera, zazpi eta hamaika urte bitarteko batez besteko bizitza

daukate gorputzean (OMS, 2007). Konposatu hauek nonahi metatzen dira:

zoruan, landareetan eta beste hainbat tokitan ere. Egonkortasun kimikoa,

degradazio metabolikoarekiko erresistentzia handia, iraunkortasuna eta izaera

lipofilikoa erakusten dituzte, eta ondorioz, konposatu hauek elikakatean

metatzen eta gehitzen dira, osasunarentzat egon daitekeen arriskua areagotuz

(Schecter, 2001). Guztira 210 molekula dira, baina horietatik 17k baino ez dute

erakusten toxikotasuna. Ingurumeneko kutsatzailetzat hartu izan dira 70.

hamarkadatik aurrera. Horietatik ezagunena eta toxikoena 2,3,7,8-

tetraklorodibentzo-p-dioxina (TCDD) edo “Sevesoko dioxina“ izenekoa da.

Osasunaren Munduko Erakundearen (OME) menpe dagoen Minbiziaren

Ikerkuntzarako Nazioarteko Agentziaren arabera (International Agency for

Research on Cancer) dioxinak kantzerigenoak dira gizakiarentzat eta 1 taldean

kokatuta daude (IARC, 2010).

13


Aurreko hamarkadetan, herrialde askotan PCDD/PCDFen iturri nagusiak,

hondakinen errausketako eta metalgintzako isuriak izan dira (Pinard, 2005;

Nadal, 2008). Hala ere, industriagintzan ezarri ohi diren kontrol zorrotzei esker,

erraustegietan batik bat, eta teknologia berriei esker, isurketen maila jaitsi egin

da eta Europako Direktibak ezartzen duen 0,1 ng/m3 mailara egokitu behar izan

dira erraustegiak. Gaur egun metalgintza eta altzairugintza dira dioxina gehien

isurtzen dituzten industriak mundu-mailan (Fierens, 2003) eta iturri lausoak,

esate baterako, —trafikoa, ustekabeko suteak, ikatzen eta etxeko zaborren

errekuntza— dira, gero eta gehiago, PCDD/PCDFen isuri guztien sortzaileak

(Federal Ministry, Germany, 2005).

PCDD/PCDFak gizakiak ez sortutako produktuak dira, errekuntzako

prozesuetan kopuru txikitan sortzen eta askatzen dira konbustio osatugabeko

prozesuetan.

14

HITZAURREA

Zenbait bifebil polikloratuak (PCBk) kloro atomoekin 3, 4 eta 5 posizioetan

konfigurazio laua dute, PCDD/PCDFen antzera eta sortzen dituzten efektuak

ere antzekoak dira. PCB hauek, ez-orto PCBak, dioxin-like PCB izenarekin

ezagutzen dira mono-orto PCBekin batera.

PCDD/PCDFak eta dioxin-like PCBak metatzen eta areagotzen dira elikakatean

(Schecter, 2001). Gizakia kate horren gainean dagoenez, PCDD/PCDFen

mailak aurkitu dira bere lagin biologikoetan. Gizakiarentzat esposizio-iturri

askotarikoak dira. Hala eta guztiz ere, populazio orokorrarentzat

PCDD/PCDFekiko esposizioa % 90ean baino gehiago elikagaien bidez dator,

hala nola, arraina, haragia eta esnekiak (Harden, 2004; Moon, 2005). Hau

kontuan hartuta, pentsa daiteke herrialde industrializatu guztietan eskema

berbera dagoela. Bestetik, laneko edo ustekabeko PCDD/PCDFekiko

esposizioek konposatu hauen maila altuagoak sor ditzakete, baita lagin

biologikoetan dagoen kongenere eredua aldatu ere.

Gaur egun, PCDD/PCDF konposatuak airean, uretan eta lurrean sakabanatuak

aurkitzen dira, nahiz eta beren jatorria ingurune horietatik oso urrun egon. Behin

ingurumenera sakabanatu ditugularik, bertan urteak iraun ditzakete beren

toxikotasuna mantenduz.

15


1.4.2. Bifenil polikloratuak (PCBak)

PCBak modu naturalean sortzen ez diren substantziak dira. Lehenengo aldiz

1881ean sintetizatu ziren, Schmidt eta Schultzen eskutik. Konposatu hauek oso

iraunkorrak dira, bai ingurumenean bai ehun biologikoetan (Safe,1994).

Hidrokarburoen nahasketa hauek 30. hamarkadatik aurrera industriaren hainbat

sektoretan erabili izan dira, esate baterako, kondentsadoreetako eta

transformadoreetako fluido dielektriko bezala eta, gehigarri gisa, plagizidetan,

pinturetan eta plastifikatzaileetan (Safe, 1990; Headrick, 1999). Haien

lurrunkortasuna dela-eta, barreiatuak izan dira eta munduko edozein txokotan

agertzen dira. (Headrick, 1999). Bestalde, beren liposolubilitateari eta

degradaziorako erresistentziari esker, irentsitako PCBak organoetan pilatzen

dira eta, era berean, elikakatean biomagnifikatzen dira (Safe,1994). PCBak,

multzo bezala, 209 kongenerek osatzen dituzte, horietatik 118, 138, 153 eta

180 PCBak dira gehien aurkitzen direnak. Arraina eta haragiaren gantzak dira

gizakiaren PCBen iturri nagusia (Domingo, 2007). Minbiziaren Ikerkuntzarako

Nazioarteko Agentziaren arabera, PCBak 2A taldean kokatuta daude, hau da,

gizakiarentzako kantzerigeno probable bezala definitzen direnen taldean (IARC,

2010). Ikuspegi toxikologikoaren aldetik, azpimarra daiteke neurotoxikoak direla

eta azalean kloraknea sortzen dutela.

Substantzia hauen iraunkortasuna dela-eta, duten degradaziorako

erresistentziagatik eta duten liposolubilitateagatik, ikertzeko bideragarriak dira

bai koipe-ehunetan, serumean eta baita ama-esnean ere (LaKind, 2001).

16

HITZAURREA

PCBen degradazioa ingurumenean, hein handi batean, kloro-kopuruaren

arabera gertatzen da; zenbat eta kloro gehiago izan, orduan eta iraunkortasun

handiagoa. Degradatzeko epeak aldakorrak dira, adibidez, 10 egun soilik behar

dira monoklorobifenila degradatzeko eta heptaklorobifenilaren kasuan, berriz,

1,5 urte. PCBekiko esposizioa daukaten langileen artean azaleko lesioak,

kloraknea batez ere, malformazio hepatikoa eta eragin neurotoxiko periferikoa

aipa daitezke zeinu toxiko nagusi bezala.

1.4.3. Plagizidak

Plagizidak esparru askotan erabilitako substantziak dira, batez ere

nekazaritzan, izurriteen kontra dituzten efektu toxikoengatik. Plagen kontrako

produktu artifizialen erabilera iragan mendeko bigarren zatian hasi zen, baina

plagiziden zabalkuntza ez zen Bigarren Munduko Gerra arte gertatu. Erabili zen

lehenengo plagizida DDTa izan zen, horren atzetik besteak etorri ziren.

Diskriminaziorik gabeko erabilerak, eta gizakiengan dituzten eragin toxikoek,

populazio orokorrean zer-nolako mailak dituzten aztertzeko, ikerketak egitea

interesgarria litzatekeela eraman gaituzte pentsatzera. Hau guztia kontuan

izanda, esan beharra dago ez dagoela plagizida organokloratuen

kontzentraziorik azaltzen duen aldez aurreko ikerketarik Bizkaiko populazioan.

Plagizida organokloratuak substantzia liposolubleak dira, hesi

hematoentzefalikoa erraz zeharkatu eta neurotoxikotasun nabarmena dutenak.

IARCek plagizida organokloratuak 2B taldearen barruan sailkatzen ditu,

kantzerigeno posible bezala (IARC, 2010). Espainian, plagizida

organokloratuen erabilera nabarmen murriztu zen 70. hamarkadan. Hala eta

17


guztiz ere, gaur egun ingurumenean eta gizakien ehunetan azaltzen dira

(Zumbado, 2005; Cerrilo, 2006). Lan-esposizioa duten pertsonak kontuan hartu

gabe, —plagizidak ekoiztean edo haiek zabaltzean—, esposizio-iturri nagusia

elikagaien bidez eman ohi da (Porta, 2002).

Plagizida organokloratuak KOIen multzoan sartzen dira. Degradazio

biologikoarekiko eta kimikoarekiko duten erresistentzia eta beren

liposolubilitatea dela-eta, pilatu eta areagotu egiten dira elikakatean, horrela

gizakien osasunarentzako arriskua areagotuz. Langileengan eta populazio

orokorrean plagizida organokloratuak odolean, gernuan, ehun adiposoan eta

ama-esnean ikertu izan dira. Eusko Jaurlaritzako Osasun Sailak, elikagaietan

aurkitzen ziren plagiziden kopurua neurtu zuen 1990etik 1995era. Elikagaien

bidez ahoratzen zen plagiziden kopurua txikia zen eta kasu guztietan

Eguneroko Ahorakin Jasangarriaren % 7a baino gutxiago suposatzen zuen

(Jalón, 1997).

1.4.3.1. DDT (p-p’-diklorodifeniltrikloroetanoa):

Azidoen eta baseen aurrean oxidazioarekiko erresistentzia handia duen

produktua da, bai fotolisiarekiko eta baita degradazio metabolikoarekiko ere.

Izaera hidrofoboa du eta disolbatzaile organikoekin eta konposatu lipidikoekin

18

HITZAURREA

afinitate handia dauka. Koipetan disolbagarria denez, konposatu hau kopuru

handiagoetan aurki daiteke koipedun elikagaietan.

Mendebaldeko herrialdeetan 70. hamarkadan debekatu zen DDTaren erabilera.

Gaur egun, zenbait herrialdetan oraindik ere bektoreen bidez transmititzen diren

gaixotasunak —malaria esate baterako— kontrolatzeko erabili ohi da.

1.4.3.2. DDE (p-p’-diklorodifenildikloroetilenoa):

DDTaren metabolito garrantzitsuena da. Berez ez dauka erabilera komertzialik

eta ingurumenean sartzen da DDTaren kutsatzaile moduan.

1.4.3.3. HCH (hexakloroziklohexanoa):

H Cl

H

H

Cl

Cl

H

H

Cl

Cl

H

Cl

H Cl

H

Cl

H

Cl

H

Cl

H

Cl

H

Cl

H Cl

H

H

Cl

Cl

H

Cl

H

Cl

H

Cl

H Cl

H

Cl

H

Cl

H

H

Cl

Cl

H

Cl

H Cl

H

Cl

H

H

Cl

Cl

H

Cl

H

Cl

beta-HCH gamma-HCH delta-HCH

(+)-alpha-HCH (-)-alpha-HCH

ClCl

H

Cl

H

Cl

H

Cl

H

Cl

H

H

epsilon-HCH

19


Multzo horren barruan isomero ezberdinak daude: α-HCH, β-HCH, γ-HCH, δ-

HCH, ε-HCH, η-HCH eta θ-HCH. Ezaugarri antzekoak eduki arren, guztiek ez

dituzte efektu berberak eragiten. Toxikoak izateaz gain, elikakatean pilatzen

dira. Izaera lipofilikoa eta hidrofobikoa dituzte guztiek. Fabrikatutako produktua,

lindano tekniko izenekoa, isomero desberdinen nahasketa da: α-HCH (% 16 eta

% 70en artean zenbait autoreren arabera), β-HCH (% 7), γ-HCH (% 5 eta %

45en artean zenbait autoreren arabera) eta δ-HCH eta ε-HCH (% 5). OMEk

txosten batean (WHO, 2003) honako deskribapena ematen du lindano

teknikoaren osaketaz: α-HCH (% 65etik % 70era bitartean), β-HCH (% 7tik %

10era bitartean), γ-HCH (% 14tik % 15era bitartean) eta % 10 beste

isomeroentzako. Hexaklorozikloexanoa ez da naturan sortzen den substantzia.

Bentzenoaren fotoklorazioaren bitartez sortzen da.

Faradayk sintetizatu zuen lehenengo aldiz 1825ean. Espektro handiko

intsektizida da, 1949tik erabilia, batez ere nekazaritzan (% 80) eta egurra

tratatzeko prozesuetan. Gainera, parasitoen aurka produktu farmazeutiko gisa

albaitaritzan eta gizakiengan erabili izan da, bereziki akaroen eta zorrien aurka.

Intsektizida, larbizida eta akarizida da. Gaixotasunen bektoreak kontrolatzeko

erabili izan da, eltxoak, zorriak eta arkakusoak batez ere. Gaur egun,

lindanoaren erabilera baimenduta dago hazien eta lurren tratamendurako

AEBetan, Kanadan, Europar Batasunean (Frantzian izan ezik), eta garapen-

bidean dauden herrialdeetan. 1970etik 1990era, lindanoaren fabrikazioa bertan

behera geratu zen herrialde gehienetan, gaur egun bi herrialdek ekoizten dute

lindanoa, Indiak eta Errumaniak (CECOP, 2006).

20

HITZAURREA

Nekazaritzan intoxikazio arriskua deposituak babesik gabe betetzen direnean

edota spray-en bidezko aplikazioetan sorrarazten da. Lindanoaren batez

besteko bizitza 15 hilabetekoa da lurrean (Wauchope, 1992).

HCHak esposizio-iturri ezberdinak ditu. Ahoz irentsi ondoren, oso azkar

xurgatzen da. Ikerketek diotenez, ingurumeneko kontzentrazioa eta odoleko

lindanoaren mailak oso erlazionatuta daude. (Milby, 1971; Angerer, 1983). Oso

azkar xurgatzen da azalean barrena (Hayes, 1991).

Liposolubilitate handia daukate lipidoetan, eta batere ez dira disolbatzen uretan.

Odolean eta ehun adiposoan antzematen da, eta beste organokloratuen

antzera metabolizazio mantsoa daukate. Aditu batzuek, γ-HCH edo lindanoa, α-

HCH edo β-HCH bihurtzen edo isomerizatzen zela adierazi zuten (Jensen,

1983). Hala ere, gaur egun ez da bide metaboliko hori onartzen (CECOP,

2006). Gizakiengan, lindanoa eta bere metabolitoak, gernuan, eginkarietan,

esnean eta hazian iraizten da. Lindanoa, β-HCH baino azkarrago iraizten da.

Lindanoak nerbio-sistema zentralaren estimulatzea eragiten du (Joy, 1982), α,

β eta δ isomeroek kontrako eragina izan arren, nerbio-sistema zentralaren

depresoreak dira, hain zuzen. Intoxikazioei dagokienez, α isomeroaren

intoxikazioak dardara sorrarazten du gorputz-adarretan, β isomeroak

muskuluen biguntasuna eta δ isomeroak makalaldia (Hayes, 1991).

Minbiziaren Ikerkuntzarako Nazioarteko Agentziaren arabera HCHen isomero

guztiak 2B taldekoak dira, hau da, gizakiarentzat kantzerigeno posible bezala

jotzen dira. (WHO-IARC, 1999).

21


1.4.3.4. HCB (Hexaklorobentzenoa):

Degradazio zaila duen konposatu sintetikoa da. Aurrekoak bezala izaera

lipofilikoa du eta beraz, gizakien ehunetan metatzen da. Nahiz eta 70.

hamarkadan bere ekoizpena eta erabilera Espainian debekatu, HCBa aurki

daiteke, azpiproduktu gisa, industriagintzan ematen diren hainbat prozesutan,

adibidez, pentaklorofenolaren ekoizpenean.

1.5. Metal astunak

Metal astunak ingurumenerako eta osasunerako arriskuarekin lotzen dira.

Kezka handia sortzen dute zientzialarien komunitatean eta biztanleria

orokorraren baitan, efektu kaltegarriak sortzen dituztelako gizakien osasunean

eta elikakatean pilatzen direlako (Llobet, 2003; Agramunt, 2003).

Giza osasunaren gainean hainbat efektu eragin ditzakete; efektu hilgarriak,

akutuak nahiz kronikoak. Metalen artean arriskutsuenak kontsideratzen direnak

kadmioa, kromoa, nikela, merkurioa, artsenikoa, beruna eta berilioa ditugu.

Toxikotasun akutu eta kronikoa sortzen dute eta iturri-esposizio anitza daukate.

Kromoa (Cr) eta kadmioa (Cd) kantzerigenoak dira, Minbiziaren Ikerkuntzarako

Nazioarteko Agentziaren arabera (IARC, 1993; IARC, 1990). Bestalde, beruna

(Pb) eta merkurioa (Hg), neurotoxikoak dira. Kromoa, gainera, alergenikoa da.

22

HITZAURREA

Kadmioak biriketan enfisema, giltzurrunetako ezintasuna eta hezurretan

osteomalazia eta osteoporosia sortzen ditu. Berunak giltzurrunetako kaltea eta

anemia sortzen ditu, kalte neurologikoaz aparte, umeengan batez ere (Järup,

2003).

Esposizio-biomarkatzaileak lan-osasunean eta ingurumen-osasunean

erabiltzen dira (Lauwerys, 2007). Biomarkatzaileen erabilera onartua dago

esposizioaren arriskua neurtzeko eta, era berean, osasunean izan daitezkeen

efektu txarrak ebaluatzeko modu bat izango litzateke (Gil F, 2006). Ikerketa

gutxi dago Espainia mailan, biztanleria orokorrarengan metal astunei buruzko

esposizioa ebaluatzeko (Schuhmacher M, 1992; Gil F, 2006) eta are gutxiago

Euskal Herrian.

Erraustegiko tximinietatik isurtzen diren kutsatzaileen artean metal astunak

aurkitzen dira, hala nola Pb, Cd, Cr eta Hg. Erraustegiek isurtzen dituzten Pb-

aren eta Cd-aren mailak murriztu egin dira aurreko hamarkadan martxan

jarritako teknologia berriei esker (Allsopp, 2001). Beste ikerketa batzuek ere

erraustegien inguruko populazio orokorraren baitan metal astunak neurtu

zituzten lagin biologikoetan (Kurttio, 1998; González, 2000; Domingo, 2001;

Schuhmacher, 2002; Agramunt, 2003; Serra-Prat, 2004; Reis, 2007; Fierens,

2007). Ikerketa hauek erraustegiaren ondoan bizi zen biztanleriaren kezkei

irtenbidea eman nahi zieten, metal astunen mailen eboluzioa aztertuz, bai

odolean baita gernuan ere, erraustegia martxan hastean eta denbora-tarte bat

pasatu ondoren. Ikerketa hauen emaitzek denbora pasa ahala ez zuten mailen

inolako areagotzerik adierazi.

23


1.5.1. Beruna

Ingurumenean kutsatzaile hedatuenetariko bat beruna (Pb) da. Orain dela gutxi

arte, korrosioarekiko erresistentzia handia duelako esparru askotan erabili izan

da, esate baterako, metagailu elektrikoen (baterien) eta soldaduren

ekoizpenetan. Pb-aren deribatu organikoak zein inorganikoak ere baliagarriak

izan dira: beiragintzan, zeramikagintzan eta pinturagintzan. Aireko Pb-aren

emisio garrantzitsuenak gasolinen errekuntzatik, berun eta kobre-

galdategietatik, eta burdina eta altzairuzko industriatik datoz. Beruna

barazkietan pilatzen da eta modu horretan elikakatean sartzen da. Berun-

soldadura kontserba-potoetan erabili ohi zen duela urte batzuk arte, eta bera

zen gizakiarentzako kutsadura-iturri nagusietakoa. Bestalde, gasolinetan

antidetonatzaile gisa eta ur-hornidurako sareetako hodietan ere erabiltzen zen.

Halaber, ur-hornidurako sareetan berunezko tutuen erabileran jaitsiera

nabarmena gertatu da eta, horiekin guztiekin batera, berunaren ahoratzeak

azken hamarkadetan herrialde garatuetan beherakada nabaria izan du.

Irentsitako berun-kopuruaren % 10 barneratzen da helduengan eta % 50

umeengan. Xurgatutako beruna organo eta ehunetan banatzen da:

giltzurrunetan, gibelean, entzefaloan eta hezurretan. Pilaketarik handiena

hezur-ehunean gertatzen da. Efektu toxikoen artean, aipagarriak dira gibelean,

nerbio-sisteman, ugaltze-aparatuan, sistema hematopoietikoan eta immunitate-

sisteman ematen direnak, baita anemia kronikoak, buru-nahastea, paralisia eta

nefropatia kronikoa ere (Lauwerys, 2007). Beruna kantitate txikietan aurkitzen

da elikagai gehienetan eta ekarpen handiena edari alkoholikoen, ogiaren,

frutaren, arrainaren eta barazkien aldetik dator.

24

HITZAURREA

1.5.2. Kadmioa

Lurrazalean naturalki agertzen den elementua da kadmioa. Ingurumenean

ugaria ez den elementua. Meatzaritzan eta zink/berunaren erauzketan sortzen

da. Kutsatzaile metaliko garrantzitsuenetarikoa da, elikakatean pilatzeko duen

gaitasunagatik ez ezik, baita industria arloan duen banaketa zabalagatik ere.

Ekoizpen komertziala sektore askotara eraman da: galbanoplastia, polibinil

kloruroa (PVC) egonkortzea, esmalte-pigmentuen eta Ni-Cd pilen fabrikazioa.

Ongarri fosfatatuetan ere aurkitzen da kadmioa, kantitate txikietan bada ere,

lurzorura pasatzen da eta handik barazkietara. Elikadura da kadmioa

barneratzeko bide nagusia, biztanleria orokorrean. Hala ere, kutsatuta ez

dauden eremuetan kadmioaren xurgapena tabakoa kontsumitzeagatik (20

zigarro baino gehiago erretzen dituztenetan), elikagaien bidez barneratzen den

kopuruaren parekoa litzateke.

Landareen xurgapena da bide nagusia kadmioa elikakatean sartzeko.

Elikagaietan dagoen kadmio-kantitatearen % 5a inguru xurgatzen da. Burdina-

gabeziarekin % 15era irits daiteke. Batez ere, gibelean eta giltzurrunetan

pilatzen da. Barazkietatik patatak dira kadmio-ekarpen handiena egiten duten

elikagaiak, jarraian, arraina, ogia eta haragia datoz, neurri txikiago batean.

Kadmioaren toxikotasunarekin hainbat gaixotasun daude erlazionatuta:

hipertentsioa, giltzurrun-arazoak, hezur eta biriketako lesioak. Gizakiak ez du

irensten duen kadmioa kanporatzen eta metaketa honek zenbait ondorio toxiko

sorraraz ditzake. Sor dezakeen gaixotasuna Itai-Itai izenez ezagutzen da eta

hezurretan zenbait aldaketa eragin ohi du. Japonia izan zen lehenengo aldiz

25


Cd-aren eragin toxikologikoa ikusi zen herrialdea, 45-70 adin-tarteko

emakumeengan. Ibaiko ura gertu zegoen meategi bateko hondakinekin kutsatu

zen eta ur horrek arroz-soroak kutsatu zituen. Arrozak metal astunak xurgatu

zituen, batez ere kadmioa (Lauwerys, 2007).

1.5.3. Merkurioa

Merkurio-iturri natural nagusia lurrazalaren desgasifikazioa da, sumendien

erupzioak eta ozeanoen lurruntzea. Beste iturriak erregai fosilak, altzairuaren,

zementuaren eta fosfatoaren ekoizpenak dira. Gaur egun, hainbat erabilera ditu

merkurioak: meatzaritzan, kloralkali industrian, pilak egiteko, zehaztasun

handiko neurketa-tresnetan, etengailuetan eta lanpara fluoreszenteetan.

Merkurioa fungizida gisa ere erabiltzen zen haziak tratatzeko, debekatu zen

arte. Hala ere, gizakiarentzako gaur egun merkurio-iturri nagusia dieta da. Ia

elikagai guztiek dute merkurio-aztarnaren bat. Hainbat arrainek, esaterako,

gorputzean merkurioa pilatzen dute. Gehiena metil merkurio eran dute, erraz

zabaltzen da bizidunen ehunetan eta, ondorioz, bioakumulazioa eta

biomagnifikazioa gertatzen dira. Hau da, arrainaren gorputzean metatzen joaten

da eta kate trofikoan gora egin ahala merkurioaren kantitatea ere handituz doa.

Horregatik, merkurio gehien duten arrainak luze bizi direnak eta kate trofikoaren

azken mailan daudenak dira, hala nola ezpatarraina, marrazoa eta atuna.

Merkurioaren intoxikazioak dermatitisa, narritadura, eritema, pruritoa eta

hatzetan ultzerak sor ditzake. Intoxikazio kronikoa ere sortzen du: gingibitisa,

estomatitisa, eta beste efektu batzuk nerbio-sistema zentralean eta sare

neuronalean. Minamata gaixotasuna sindrome neurologiko larria da, merkurioak

26

HITZAURREA

eragindakoa. Honela deitzen zaio Minamata hirian, Japonian, 50. hamarkadan

metil merkurio intoxikazio larri bat gertatu zelako. Sintomen artean aurki

daitezke: ataxia, aldaketa sentsorialak eskuetan eta oinetan, ikusmena eta

entzumena hondatzea, ahultasuna eta, zenbait kasutan, paralisia eta heriotza.

1.5.4. Kromoa

Arruntenak, kromo (0), kromo (III) eta kromo (VI) dira. Kromo (III), berez

agertzen da naturan eta ezinbesteko elementua da. Kromo (0) eta kromo (VI)

prozesu industrialetan sortzen dira. Kromo metalikoa (0) altzairua ekoizteko

erabili ohi da. Kromo (VI) eta kromo (III) galbanoplastian, metalurgian eta

siderurgian, kromatzean, tindaketan eta pigmentuetan, larru-zurraketan eta zura

zaintzeko erabiltzen dira. Biztanleria orokorrean dieta da kutsatzeko iturburu

nagusia. Kromo-kantitate handienak koipetan, landare-olioan, zerealetan,

intxaurretan, muztioan, esnekietan, haragian, barazkietan eta itsaskietan

aurkitzen dira. Kromo (VI) kopuru handitan irentsiz gero, urdaileko ondoeza eta

ultzerak, konbultsioak, gibel eta giltzurrunetako arazoak eragin ditzake eta kasu

larrietan, heriotza ere ekar dezake (Lauwerys, 2007).

27


1.6. Biomarkatzaileak

Biomarkatzaileak organismoaren barruko substantziak dira eta egoera

biologikoak adierazteko erabiltzen dira. Zientzietako esparru askotan erabiltzen

dira. Esate baterako, rubidio kloruroa bihotzeko muskuluaren perfusioa

ebaluatzeko erabiltzen den isotopo erradioaktiboa da. Sukarraren

biomarkatzailea gorputzaren tenperatua izango litzateke. Biomarkatzaile

espezifikoak zelulak, molekulak, geneak, entzimak edo hormonak izan daitezke.

Biomarkatzaileen erabilera gero eta gehiago hartzen ari da kontuan

biztanleriaren esposizioa neurtzeko komunitate zientifikoan, aukera ezin hobea

ematen duelako gizakien esposizioa ez ezik, osasunarentzat egon daitezkeen

arriskuak ere ikertzeko (Angerer, 2007; Needham, 2007; De Felip, 2008).

Ikerketa gehienek kanpoko esposizioa neurtu dute, batez ere airean zeuden

kontzentrazioak, uretan, lurrean eta elikagaietan. Kanpoko esposizioa, berriz,

barruko dosiaren estimazioa baino ez da. Substantzia kimikoen barruko dosien

estimazioak, hau da, biomonitorizazioak, balizko iturri eta xurgatzeko bide

guztiak irudikatzen ditu. Beraz, abantaila batzuk ditu: gizakien gainbegiratua

hurbilekoa da ingurumen-osasunaren sorospen aldetik (Reis, 2007). Gizakien

laginak hala nola, seruma eta plasma , ama-esnea eta gantz-ehuna erabili izan

dira kutsatzaile lipofilikoen biomarkatzaile gisa (Kim, 2005).

28

HITZAURREA

1.7. Errausketa eta biomarkatzaileak

Gizakian, PCDD/PCDFen gorputzeko zama gehiena elikaduratik dator

(Schumacher, 1999; Fierens, 2007). Zenbait ikerketa egin dira herrialde

askotan, arrisku-faktorerik gabeko populazioengan. Neurtutako mailarik

baxuena Australian 2003an (Harden, 2004), eta altuena Alemanian 1989an izan

ziren; nahiz eta 1996-98an, neurketa batek aurreko mailen jaitsiera azaldu zuen

(Wittsiepe, 2000). Gainerako ikerketek tarteko emaitzak lortu dituzte

PCDD/PCDFen mailei dagokienez (Jiménez, 1996; Päpke, 1996; Bates,

1996/1997; Harden, 2004).

Neurketa gehienak populazio orokorretan egin dira. Gutxi dakigu, ordea,

erraustegi baten ondoan bizi den populazioari buruz. Bi ikerketatan,

erraustegitik gertu bizi zirenen artean, ez zen arrisku handiagorik sumatu. Hala

ere, dioxinen maila altuagoak aurkitu dira larreetan eta erraustegitik gertu

sortutako ortuetan (González, 2000).

Erraustegi ondoko eta urruneko populazioen PCDD/PCDFen mailak serumean

konparatzen zituzten ikerketek ez zituzten erakusten, orokorrean, maila

altuagoak hiri-hondakinen erraustegi inguruetan (Chen, 2004; Leem, 2006;

Reis, 2007; Fierens, 2007; Huang, 20007; De Felip, 2008; Zubero, 2009). Era

berean, PCDD/PCDFen eboluzioa denborarekin aztertu zuten ikerketetan, pre-

post ikerketak, ez zuten mailen areagotzerik aurkitu erraustegien gertuko

populazioetan (Evans, 2000; González, 2001; Nadal, 2008, Zubero, 2010).

29


Erraustegiaren inguruko populazio orokorretan metal astunen neurketak lagin

biologikoetan ere egin dituzte lehenagoko ikerketetan (Kurttio, 1998; González,

2000; Domingo, 2001; Schuhmacher, 2002; Agramunt, 2003; Serra-Prat, 2004;

Reis, 2007; Fierens, 2007). Ikerketa hauek erraustegiaren inguruko

populazioaren kezkei erantzuna eman nahi diete, metal astunen bilakaera

neurtuz odolean eta gernuan, plantaren jarduera hasi aurretik edo hastean, eta

denboraldi zehatz baten ondoren. Ikerketa hauen emaitzek ez zuten adierazi

metal astunen areagotzea denborarekin.

30

2. HIPOTESIA

HIPOTESIA

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2. HIPOTESIA

Errausketa-prozesuan, hainbat substantzia toxiko isurtzen dira atmosferara.

Gizarte garatuetan gero eta zabor gehiago sortzen dela kontuan izanda,

erraustegi horien inguruko biztanleengan zer eragin izan dezaketen aztertzea

ezinbestekoa da.

Gure ikerketako hipotesi nuluak onartzen du metal astunen (Pb, Cd, Cr eta Hg-

aren) mailak eta PCDD/PCDFen mailak berdinak direla erraustegiaren inguruko

biztanleengan eta urrutiko populazioan. Aldi berean, onartzen du ez direla era

diferentzialean areagotuko gertuko populazioan ikerketaren aldian.

Ordezko hipotesia onartuko dugu, baldin eta erraustegiaren inguruko

populazioaren baitan neurtutako mailak urruneko populazioan neurtutakoak

baino altuagoak badira, edo ikerketa-aldian areagotzen badira gertuko

populazioan eta urrutikoan ez.

Errausketarekin zerikusirik ez daukaten, baina Bizkaiko populazio orokorrean

ikertuak izan ez diren bi kutsatzaile ere analizatu ziren, PCBak eta plagizidak,

hain zuzen ere. Gure ikerketaren hipotesi nuluak onartzen du, alde batetik, ez

daudela areagotuta beste herrialdeekiko eta, bestetik, banaketa geografikoan

homogeneotasuna azalduko dela, esposizio lausoa adieraziz.

Ordezko hipotesia onartuko dugu, baldin eta ezberdintasun esanguratsuak

azaltzen badira azpilaginetan edo arrisku-faktoreren bat maila esanguratsuan

azaltzen baldin bada.

3. HELBURUAK

HELBURUAK

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3. HELBURUAK

Gure helburuak honako hauek dira:

1. Erraustegitik gertu eta urrun bizi diren biztanleen artean Pb-aren mailak

odolean eta Cr-aren, Cd-aren eta Hg-aren mailak gernuan neurtu eta

konparatzea.

2. Erraustegitik gertu eta urrun bizi diren biztanleen artean dioxinen,

furanoen eta dioxin-like PCBen mailak serumean neurtu eta

konparatzea.

3. Erraustegitik gertu eta urrun bizi diren biztanleen artean PCB arrunten

eta plagiziden mailak serumean neurtu eta konparatzea.

4. Denbora-joerak aztertzea.

5. Gai ezberdinen arteko korrelazioak aztertzea.

6. Kutsatzaileen eta aldagai nagusien (sexua, adina eta bizitzeko

eremuaren) arteko loturak analizatzea.

7. Kutsatzaileen eta beste aldagaien (lanbidea, jarduera ekonomikoa,

klase soziala, erretzea, bertako ortuko produktuen kontsumoa, etab.en)

artean izan daitezkeen loturak ikertzea.

4. DISEINUA ETA METODOLOGIA

DISEINUA ETA METODOLOGIA

4. DISEINUA ETA METODOLOGIA

4.1. Diseinua eta ikerketa-faseak

Ikerketa honek luzetarako bokazioa zuen, bi zeharkako ebaketa eginda

erraustegitik gertu eta urruti bizi ziren biztanleen artean. Lehenengo ebaketa,

2006. urtearen hasieran egin zen, hau da, errausketa-planta sei hilabetez

martxan egon ondoren. Beraz, detektatutako mailak beste iturri batzuek

eragindakoak izango zirela onartu genuen eta hurrengo faserako oinarrizko

balioak eskainiko zituzten. Bigarren ebaketa, berriz, 2008. urtearen hasieran

eratu zen, planta 3 urtez martxan egon ondoren.

4.2. Ikerketako populazioak

Ikerketa lau gune, herri edo auzo desberdinetan burutu zen, eta bi fasetan gune

berberek hartu zuten parte. Plantatik zegoen distantziaren arabera bi talde sortu

ziren, gertuko eta urrutiko biztanleak.

• Gertuko populazioa, 2 km baino gutxiagora: Lehen gunea plantatik

gertuen bizi zen populazioa, Alonsotegiko udalerria eta Kastrexana,

Bilboko auzoa, erraustegiaren atmosfera barreiadura-ereduen arabera

plantaren emisio posibleen eraginaren menpeko gunea. Horretaz gain,

airearen kutsadura handiko gunea da. Trafiko-zirkulazio handia dago eta

koke-lantegi bat herritik gertu. 1999. urtean herrian zegoen galdategi bat

itxi egin zuten (Fundimar, S.A.). Bigarren gunea, barreiadura-ereduen

arabera kutsadura-maila txikiagokoa, Bilboko hiri-auzoak: Altamira-

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Masustegi, Uretamendi, Betolaza eta Errekalde. Autoen zirkulazio

handiko gunea, baina industria kontaminazio-fokurik gabe.

• Urrutiko populazioa: Lehena, hiri-ingurua, erraustegitik urrunago dago (5

km-ra) eta handik etor daitezkeen haize-korronteetatik aparte, hiri-

zirkulazio handiko gunea da eta industria kutsadura-iturririk gabekoa.

Bilboko auzoak: Santutxu eta Zurbaran. Bigarrena, maila urbano

ertaineko ingurunea, plantatik urrunago (20 km-ra) eta handik etor

daitezkeen haize-korronteetatik aparte ere. Hiri-kutsadura txikiko gunea

da, trafiko gutxirekin eta industria-jarduera nagusia altzarigintza du

Balmasedako Udalerria.

4.3. Laginketa-plana

Parte-hartzaileak etapa anitzeko laginketaren bidez hautatuak izan ziren, era

desberdinetan:

2006. urtean parte-hartzaileen hautaketarako hurrengo urratsak eman ziren:

udal bakoitzeko alkateekin bilerak egin ziren, eta bilera horietan ikerketaren

berri eman eta, bide batez, errolda eskatu zitzaien. Erroldatik eta ausazko

laginketa geruzatuaren bitartez, adinez eta sexuz, gune bakoitzeko 160

hautagai posible aukeratu ziren, baita haien ordezkoak ere. Horien erdiak,

gizonezkoak ziren eta beste erdiak, emakumeak. Adinari dagokionez, 80

pertsona 20-44 urte bitartekoak ziren eta gainerakoak 45-69 urte bitartekoak.

Errolden bidea agortuta, udalerri edo auzo bakoitzeko erakundeen bidez

boluntarioak hautatu ziren.

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Aurreko bidea agortuta, osasun-zentrora zihoazen giltzurrunetako edo gibeleko

patologia kronikorik gabeko paziente boluntarioak aukeratu ziren.

2008. urtean parte-hartzaileen hautaketarako hurrengo urratsak eman ziren:

lehenik eta behin, aurreko parte-hartzaileen laguntza eskuratzen saiatu ginen,

berriro partaidetza eskatuta. Aurreko bidea agortuta, udalerri edo auzo

bakoitzeko erakundeen bidez boluntarioak hautatu ziren. Aurreko bidea

agortuta, osasun-zentrora zihoazen giltzurrunetako edo gibeleko patologia

kronikorik gabeko paziente boluntarioak aukeratu ziren.

Ikerketan parte hartzeko nahitaezko bi baldintza bete behar zituzten hautagai

guztiek: gutxienez, azkeneko bost urteetan udalerrian bizitzea eta, laneko

PCDD/PCDFen esposizioa saihesteko, azkeneko hamabost urteetan

ondorengo enpresetako ekoizte-prozesuetan lanik ez egitea:

o Edozein erraustegi-mota

o Zentral termikoa

o Burdingintza (altzairu-fabrika, galdategi, kokeria)

o Kloroaren ekoizpen elektrokimikoa

o Bromatu sugar-atzerarazleen ekoipena

o Industria petrokimikoa

o Paper-zuriketa

4.4. Osasun-zentroak

Osasun Saileko Lehen Mailako bi eskualdetako gerenteekin harremanetan jarri

ginen eta ikerketaren berri eman genien. Halaber, eskualdeetako Lehen

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Mailako Arreta Unitatearen arduradunekin ere harremanetan jarri ginen

ikerketaren berri emateko eta odol-ateratzeen ordutegiak adosteko. Bi faseetan

inplikatu ziren osasun-zentroak berberak izan ziren, honako hauek:

• Alonsotegiko Osasun Zentroa: Erroeta bidea z/g

• Altamirako Osasun Zentroa: Altamira auzoa19 A

• Balmasedako Osasun Zentroa: Enkarterri etorbidea z/g

• Santutxuko Osasun Zentroa: Sorkunde kalea 3

• Zurbarango Osasun Zentroa: Zumalakarregi etorbidea 99

4.5. Laginaren antolaketa eta bilketa

Prozedura berbera jarraitu zen bi faseetan, baita hautagaien bilketa

desberdinetan ere. Gutun bat bidali zitzaien 2006. urtean, posta bidez, hautagai

guztiei eta bertan ikerketaren zehaztasunak ematen zitzaizkien (I. Eranskina).

Gerora, dei baten bitartez, ikerketan parte hartzeko prest zeuden galdetzen

zitzaien eta baietza emanez gero, hitzordua jartzen zitzaien beren osasun-

zentroan. Parte-hartzaile guztiek dokumentu bat sinatu zuten eta bertan

baimena ematen zuten zehaztutako baldintzetan (II. Eranskina). Ikerketak

Gurutzetako Ospitaleko Ikerketa Klinikoko Etika Batzordearen onespena jaso

zuen (III. Eranskina).

2008. urtean, posta bidez, aurreko fasean parte hartu zutenekin harremanetan

jarri ginen, eskerrak ematen zitzaizkien parte hartzeagatik eta fase berrian parte

hartzeko prest zeuden galdetzen zitzaien (IV. Eranskina). Gerora, dei baten

bitartez, galdera bera egin zitzaien eta, baietza emanez gero, hitzordua zitzaien

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beren osasun-zentroan. Parte-hartzaile guztiek dokumentu bat sinatu zuten eta

bertan baimena ematen baitzuten zehaztutako baldintzetan (II. Eranskina).

4.6. Partaidetza

Lehenengo fasean, 2006. urtean, 322 pertsonek populazio orokorretik, hau da,

dioxinekiko laneko esposizio ezagunik gabekoak, hartu zuten parte. Horietatik,

163 emakumeak ziren eta 159 gizonezkoak, 20 eta 69 urte bitartekoak.

Bizitzeko lekuari dagokionez, 162 erraustegitik gertu bizi ziren eta 160 urruti (1.

taula).

2006 Gertuko populazioa Urrutiko populazioa

Errolda 59 (% 36) 40 (% 25)

Boluntarioak 53 (% 33) 87 (% 54)

Zentrokoak 50 (% 31) 33 (% 21)

Guztira 162 (% 100) 160 (% 100)

1. taula: Lehenengo faseko parte-hartzaileak.

Bigarren fasean, 2008. urtean, 326 pertsonek hartu zuten parte. Horietatik 164

emakumeak ziren eta 162 gizonezkoak, 20 eta 69 urte bitartekoak. Bizitzeko

lekuari dagokionez, 163 pertsona gertu bizi ziren eta 163 urruti (2. taula).

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2008 Gertuko populazioa Urrutiko populazioa

2006koak 116 (% 71) 111 (% 68)

Boluntarioak 18 (% 11) 19 (% 12)

Zentrokoak 29 (% 18) 33 (% 20)

Guztira 163 (% 100) 163 (% 100)

2. taula: Bigarren faseko parte-hartzaileak.

Hala ere, bigarren fase honetan 99 pertsonak parte hartzeari uko egin zioten.

Hona arrazoiak:

Nahi izan ez zutenak: 48 pertsona

Bizilekua aldatu zutenak: 12 pertsona

Kontaktatu gabekoak (telefono-aldaketa, ordutegia...): 19 pertsona

Bestelakoak (oporrak, lana, gaixotasunak…): 20 pertsona

4.7. Ikerketako aldagaiak

Parte-hartzaile guztiei inkesta bat egin zitzaien, eta bertan aldagai askoren

informazioa bildu zen, hala nola; aldagai antropometriko eta sozioekonomikoak,

lan-esposizioa, ugalketa-historia, edoskitze-historia, tabako eta alkohol-

kontsumoa, arrainen eta bertako ortuko produktuen kontsumoari buruzko

galderak egin zitzaizkien, baita hortzetako amalgamei buruzkoak ere (V.

Eranskina). Enpresaren jarduera ekonomikoa CNAE-93 sailkapenaren bidez

egin zen, bost digiturekin. Okupazioak edo lanbideak, berriz, CNO-94

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sailkapenaren bidez, bost digiturekin. Analisia burutzeko, multzo edo talde

handiak erabili ziren.

Inkestatzaile berberak egin zituen inkestak, bai lehenengo fasean, baita

bigarrenean ere, inkestagilearen alborapena saihesteko.

Datuak kodifikatu ziren eta Excel (XP) kalkulu-orri batean sartu ziren, eta bertan

lehenengo aldaketan egin ziren.

• Aldagai antropometrikoak:

o Pisua (Kg)

o Altuera (m)

o Azken bost urteotan hartu edo galdutako kiloak (Kg)

o GMI edo gorputz-masaren indizea: Pisua zati altuera metrotan ber

bi (Kg/m²). Hiru taldetan sailkatu ziren parte-hartzaileak:

• 25etik beherakoak, gehiegizko pisurik gabekoak.

• 25-29,9 bitartekoak, gainpisua.

• 30 edo hortik gorakoak, obesitatea.

• Gunea edo bizilekua: Hasierako fasean, 4 gune hartu ziren kontuan

analisi estatistikoak egiteko, lanaren helburua oinarrizko egoera

deskribatzea baitzen. Bigarren fasean bi gunetan bildu zen informazioa,

foku kutsatzaileen esposizioaren arabera, honen eragina ikertzeko.

• Gertuko gunea

• Urrutiko gunea

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• Tabako-kontsumoa: Aldagai hau parte-hartzaileek emandako

informazioari esker egin zen, egunean erretako zigarroak eta erretzaile

izandako urteak erabiliz. Lehenengo analisirako, partaide guztiak

erretzaile ala ez-erretzaile bezala sailkatu ziren.

• Bertako ortuko produktuen kontsumoa: Aldagai honek, bertako ortuko

produktuen kontsumoa eta maiztasuna adierazten du. Kontsumoaren

maiztasuna 4 multzotan sailkatu zen:

1) Inoiz ez / ia inoiz ez ( bi hilean behin baino gutxiago)

2) Noizbehinka (hilero)

3) Astero

4) Ia egunero/ egunero (astean bitan baino gehiago)

• Bertako baserriko produktuen kontsumoa: Aldagai honetan, esneki,

arrautza, oilasko, untxi eta beste abereen kontsumoari buruzko

informazioa bildu zen. Kontsumoaren maiztasuna ortuko produktuen

kontsumoko aldagai bezala sailkatu zen.

• Emakumeentzako bakarrik: Aldagai honetan, emakumeei ugalketa-

historiari eta edoskitze-historiari buruzko galderak egin zitzaizkien.

Bizirik jaiotako umeak

Hilda jaiotako umeak

Bularra emandako hilabeteak

• Ikasketa-maila:

1) Lehen mailako ikasketak

2) Bigarren mailako ikasketak

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3) Unibertsitate mailakoak

• Lan-jarduera:

1) Langile aktiboa

2) Langabea

3) Erretiroduna

4) Ikaslea

5) Etxekoandrea

• Enpresaren jarduera ekonomikoa: Aldagai hau partaideek lan

egindako enpresei buruzko eta beren jarduera ekonomikoari buruzko

informazioarekin egin zen. Horretarako, Ekonomia Jardueren Sailkapen

Nazionala (EJSN, CNAE-1993) erabili zen. Kodifikazioa bost digiturekin egin

zen. Analisi estatistikoa gauzatzeko, analisi gehienetan digitu batekin kodifikatu

zen.

I. EJSNko lehenengo bi digituak 01etik 26ra:

Nekazaritza, abeltzaintza, ehiza eta haiekin loturiko zerbitzuen jarduerak.

Basogintza, baso-ustiapena eta haiekin loturiko zerbitzuen jarduerak.

Arrantza, akuikultura eta haiekin loturiko zerbitzuen jarduerak.

Antrazita, harrikatz, lignito eta turben erauzketa eta metaketa.

Petrolio eta gas naturala erauzketa eta haiekin loturiko zerbitzuen

jarduerak, prospekziozko aktibitateak izan ezik.

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Uranio eta torio metalen erauzketa.

Mineral metalikoen erauzketa.

Mineral ez-metalikoen eta ez-energetikoen erauzketa.

Janari-edarien industria.

Tabako-industria.

Ehungintza.

Jantzigintza eta larrugintza.

Larruaren prestaketa, larru-zurraketa eta larruaren osaketa; larruzko eta

bidaietako gauzen fabrikazioa; uhalgintza, talabartegintza eta

zapatagintza.

Zurgintza eta kortxo-industria; altzariak izan ezik; otarregintza eta

espartzugintza.

Papergintza.

Edizioa, arte grafikoak eta euskarri grabatuen kopia.

Koke-produkzioa, petrolio findua eta erregai nuklearren tratamendua.

Industria kimikoa.

Kautxu eta material plastikoen produktuen fabrikazioa.

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Beste produktu mineral ez metalikoen fabrikazioa.

II. EJSNko lehenengo bi digituak 27tik 29ra:

Metalgintza.

Produktu metalikoen fabrikazioa, makinak eta ekipoak izan ezik.

Makinagintza eta ekipo mekanikoen fabrikazioa.

III. EJSNko lehenengo bi digituak 30etik 41era:

Bulegoetako makinen eta informatikako ekipamenduen fabrikazioa.

Makinagintza eta material elektrikoen fabrikazioa.

Material elektronikoen, irrati, telebista eta beste komunikazio-tresnen

fabrikazioa.

Tresna eta ekipamendu medikoen eta kirurgikoen fabrikazioa, erlojugintza,

optika eta doitasun-materialaren fabrikazioa.

Ibilgailu motordunen eta atoien fabrikazioa.

Beste garraio-materialaren fabrikazioa.

Altzarien fabrikazioa; beste manufaktura-industriak.

Birziklapena.

Energia elektrikoen produkzio eta banaketa, gasa, lurruna eta ur beroa.

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Ur-bilketa, arazketa eta banaketa.

IV. ESJNko lehenengo bi digituak 45:

Eraikuntza.

V. ESJNko lehenengo bi digituak 50etik 55era:

Ibilgailu motordunen, motozikleten eta ziklomotorren salmenta, mantentze

eta konponketa; ibilgailu motordunentzako erregaiaren xehekako

salmenta.

Handizkako merkataritza eta merkataritzako bitartekariak, ibilgailu

motordunak eta motozikletak izan ezik.

Xehekako merkataritza, ibilgailu motordunak, motozikletak eta

ziklomotorrak izan ezik; norberaren eta etxeko gauzen konponketa.

Ostalaritza.

VI. ESJNko lehenengo bi digituak 60tik 64ra:

Lurreko garraioa; hodi bidezko garraioa.

Itsas garraio, kabotaje eta barne bideko nabigazioa.

Aireko eta espazioko garraioa.

Garraioei itsatsitako aktibitateak; bidaia-agentziak.

Posta eta telekomunikazioak.

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VII. ESJNko lehenengo bi digituak 65etik 74ra:

Finantza-bitartekaritza, aseguru eta erretiro-planak izan ezik.

Aseguru eta erretiro-planak, derrigorrezko gizarte-segurantza izan ezik.

Finantza-bitartekaritzaren jarduera osagarriak.

Higiezinen kudeaketa.

Langilerik gabeko makinen eta ekipamenduen alokairua, norberaren eta

etxeko gauzen alokairua.

Jarduera informatikoak.

Ikerketa eta garapena.

Beste enpresen jarduerak.

VIII. ESJNko lehenengo bi digituak 75etik99ra:

Herri Administrazio, defentsa eta derrigorrezko gizarte-segurantza.

Hezkuntza.

Osasuna eta albaitaritza, gizarte-zerbitzuak.

Saneamendua.

Elkarteak.

Jolasa, kultura eta kirol-jarduerak.

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Zerbitzu pertsonalen bestelako jarduerak.

Etxe-zerbitzuak.

Lurraldez kanpoko erakundeak.

• Lanbidea: Sailkapena egiteko, Lanbideen Sailkapen Nazionala erabili

zen (LSN, CNO-1994). Hau, OIT erakundeak (ILO-International Labour Office)

proposatutakoaren moldaketa da. Kodifikazioa lau digiturekin egin zen. Analisi

estatistikoa gauzatzeko, digitu batekin kodifikatu zen, gehienetan. Guztira,

bederatzi kategoria sortu ziren, horiei, ikasleak (10. taldea) eta etxekoandreak

(11. taldea) gehitu zitzaizkien, eta horrela geratu ziren:

1 Enpresa eta herri-administrazioko zuzendaritza. Teknikari,

zientzialari eta intelektualak.

2 Unibertsitateko bigarren eta hirugarren mailarekin lotutako

lanbideak eta antzekoak. Unibertsitateko lehenengo mailarekin

lotutako lanbideak eta antzekoak.

3 Laguntza-teknikariak.

4 Administrariak.

5 Saltzaileak eta jatetxe arloko pertsonal eta segurtasuneko

langileak.

6 Langile kualifikatuak nekazaritzan eta arrantzan.

7 Eskulangileak eta manufaktura-industria, eraikuntza eta

meatzaritzako langile kualifikatuak.

8 Instalazio eta makinen eragileak eta muntatzaileak.

9 Indar armatuak.

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10 Ikasleak

11 Etxekoandreak

• Klase soziala: Aldagai hau aurreko bi aldagaien informazioarekin osatu

zen, hau da, enpresaren jarduera ekonomikoarekin eta lanbidearekin.

Etxekoandre, langabe eta ikasleen kasuetan, analisia egiteko, senarraren edo

etxeko buruaren lanbidea hartu zen. Alvarez-Dardet-ek eta lankideek 1995.

urtean, Espainiako Epidemiologia Elkarterako (SEE) egindako dokumentua

erabili zen erreferentzia gisa. Bost multzo egin ziren:

I. Herri-administrazioko eta 10 langile edo gehiago dituzten

enpresetako zuzendariak eta unibertsitateko bigarren eta hirugarren

mailarekin lotutako profesionalak.

II. 10 langile baino gutxiago dituzten enpresetako zuzendariak.

Unibertsitateko lehenengo mailarekin lotutako profesionalak.

Laguntza-teknikariak. Artistak eta kirolariak.

III. Administrariak eta administrazio eta finantza-kudeaketarako

laguntza-teknikariak. Zerbitzu profesional eta segurtasuneko

langileak. Bere konturako langileak eta eskulangile gainbegiraleak.

IV. Eskulangile kualifikatuak.

V. Kualifikazio gabeko langileak.

2006. urtearekin alderatuta, 3 aldagai berri gehitu ziren:

Alkohol-kontsumoa: eguneroko eta asteroko edari alkoholikoen kontsumoa.

Arrain-kontsumoa: arrainaren kontsumoa eta frekuentzia. Frekuentzia 3

taldetan sailkatu zen.

55


i. 0-1 aldiz astero

ii. 2-4 aldiz astero

iii. 5 o aldiz astero

Amalgamak: Hortzetako enpasteak amalgamekin (Bai/Ez).

4.8. Parametro analitikoak

Ikerketako parte-hartzaile guztiei 20 ml-ko odol-lagin bat atera zitzaien.

Horretarako, ez zen beharrezkoa izan baraurik egotea. Hala ere, aurreko

gauean jaki koipetsurik ez hartzeko gomendatu zitzaien parte-hartzaileei. Odol-

ateratzeak, Vacutainer® antikoagulanterik gabe egin ziren eta, berehala,

beirazko hodietara eraman ziren zentrifugatzeko. Seruma lortzeko, odola 60-75

minutuz jalki zen, giro-tenperaturan, koagulua sortu arte. Lagina 1.500 bira

minutuko abiaduran zentrifugatu zen, 15 minutuz. Serum-bereizketa, Pasteur

pipeten bidez egin zen, koagulua ukitu barik. Lagin bakoitzak bi alikuotatan

banatu ziren, bata dioxina, furano eta dioxin-like PCBentzat (4 ml) eta bestea

PCB arruntentzat (PCBak 28, 52, 101, 138, 153, 180) eta plagizidentzat (1 ml).

PCDD/PCDFen eta dioxin-like PCBen mailak neurtzeko odol-kopuru handiak

behar zirela-eta, 200 ml edo gehiago PCDD/PCDFak analisirako eta ikerketaren

efizientzia hobetzeko, konposatu hauen analisia egiteko, gune bakoitzeko

parte- hartzaileen serum-laginak elkartu ziren (pool laginak, lagin elkartuak edo

lagin konposatuak); adinaren (20-44 urte, 45-69 urte) eta sexuaren arabera

lagin bakoitzak hogei norbanako zituen. Horrela, hasieran hartutako gune

bakoitzean 4 lagin sortu ziren, guztira, eta urte bakoitzeko 16 lagin konposatu.

56


Laginak -20 ºC-tan izoztu ziren, betiere lortu zirenetik 90 minuturen barruan.

Odol-ateratzea, seruma sortzea, biltegiratzea eta garraiatzea erreferentzia-

laborategiak jarritako baldintzekin egin zen (Patterson, 1991). Dioxin-like

PCBen artean ez-orto PCBak (77, 81, 126, 169) eta mono-orto PCBak (mPCBs

105, 114, 118, 123, 156, 157, 167, 189) aurkitzen dira.

Metal astunen mailak, gune bakoitzeko, lagin osoko ausazko laurden bateko

azpilagin batean neurtu ziren. Beruna (Pb) odolean aztertu zen eta kromoa (Cr),

kadmioa (Cd) eta merkurioa (Hg) gernuan. Odol-ateratzeak, 3 ml-ko

Vacutainer® EDTArekin (azido etilendiaminotetraazetikoarekin) egin ziren.

Laginak, bai odolarena baita gernuarena ere, erreferentzia-laborategiak

jarritako baldintzekin izan ziren hartuak, tratatuak, bilduak eta garraiatuak ere.

PCB arruntak: PCB 28, PCB 52, PCB 101, PCB 118, PCB 138, PCB 153, PCB

180 eta zazpi plagizida organokloratuak 1 ml-ko lagin batetik neurtu ziren:

hexaklorobentzenoa (HCB), beta-hexaklorozikloexanoa (β-HCH), gamma-

hexaklorozikloexanoa (γ-HCH), heptakloro epoxidoa, β-endosulfana,

diklorodifenildikloroetilenoa (p,p’-DDE) eta diklorodifeniltrikloroetanoa (p,p’-

DDT).

4.9. Laginaren tamaina

Ikerketako bi ebaketen emaitzak konparatzerakoan ezberdintasun

esanguratsuak erdiesteko laginen tamaina minimoa estimatzeko hiru abiapuntu

baloratu ziren, hiru kutsatzaile-multzoentzako, baldintzak % 80ko potentzia, 1-

β= 0,8, eta α errorea= 0,05 ezarriz.

57


4.9.1. Dioxinentzako lagina: 20 pertsonen serumaz osatutako lagin elkartuak

edo konposatuak hartu zirela kontuan eduki behar zen, muga bezala. Denboran

eta espazioan gertuko ikerketa bat hartuta (Agramunt, 2005) erraustegitik

urrutiko populazioarentzako edo lehen urteko baloreak bezala, PCDDen batez

besteko geometrikoa 10,88 pg/g lipido WHO-TEQ eta desbiderapen estandar

geometrikoa (DEG) 4,21 pg/g lipido, 16 norbanakoen lagina urte bakoitzean

nahikoa izango litzateke ezberdintasun esanguratsuak lortzeko, 20 pg/g lipidoko

emaitzak lortzen badira gertuko taldean edo bigarren ebaketako urtean (α=0,05

eta 1-β= 0,80). Ez dira oso balore altuak, zeren Wittsiepek (2000) Alemanian

PCDDen 45 pg/g lipidoa populazio orokorrean sumatu baitzuen.

4.9.2. Metalentzako lagina: Odolean analizatutako berunaren datuetatik

kalkulatu zen lagina, ez beste metalekin, lauetako bat hartzeagatik. Esposiziorik

gabeko populazioarentzako itxarondako berunaren balioa 24,0 µg/100 ml-ko

batez besteko geometrikoa hartuta eta DEG 4,5 µg/100 ml, guregandik hurbil

eta egin berria den lan batek (Ferré-Huguet, 2008) erakutsitako balioa eredu

bezala hartuta. Beharrezkoak izango lirateke 80 norbanako urte bakoitzeko

bigarren urtean edo esposatuen taldean aurkitutako batez besteko geometrikoa

5 µg/100 ml-koa izanda ezberdintasuna esanguratsua izan dadin (α=0,05 eta 1-

β= 0,80).

4.9.3. Plagizidentzako lagina: Gure inguruko p-p’DDEn aurretiko datuak

harturik, batez besteko geometrikoa 85,7 pg/g lipidoa eta DEG 10 pg/g lipidoa

(Zumbado, 2005), gutxienez 280 norbanako beharko lirateke bigarren urtean

58


edo esposatuen taldean 100 pg/g lipidoko batez bestekoaren ezberdintasuna

esanguratsua izateko (α=0,05 eta 1-β= 0,80).

59

5. EMAITZAK

1. METALES PESADOS (Pb, Cd, Cr Y Hg) EN POBLACIÓN GENERAL ADULTA PRÓXIMA A UNA PLANTA DE TRATAMIENTO DE RESIDUOS URBANOS DE BIZKAIA. Revista Española de Salud Pública 2008; 82: 481-92.

59

RESUMENFundamento: Entre las posibles emisiones de una planta de

valorización energética de residuos sólidos urbanos (PVERSU) seencuentran los metales pesados. el objetivo del estudio es conocer losniveles en sangre y orina de metales pesados en población general deBizkaia.

Métodos: En 2006 se midió la exposición a Pb en 95 muestras desangre y Cd, Cr y Hg en 93 muestras de orina de adultos de la pobla-ción general de Bizkaia, País Vasco, obtenidas de dos áreas con altadensidad de tráfico del área metropolitana de Bilbao en la cercaníade una PVERSU que iniciaba su actividad, una tercera correspon-diente a una zona urbana de Bilbao con tráfico denso y alejada delárea de influencia de las posibles emisiones de la PVERSU y la cuar-ta alejada de la planta y con baja densidad de tráfico. De cada área seestableció como objetivo elegir a un mínimo 20 participantes, lamitad de cada sexo y, a su vez, la mitad de 20 a 44 años y la mitad de45 a 69. Se utilizó la prueba de la χ2 para estudiar la asociación entrevariables categóricas. Como prueba de comparación de medias se uti-lizó la t de Student y la ANOVA para variables con dos o más catego-rías, respectivamente. Para ajustar factores de confusión se utilizó unmodelo de regresión lineal múltiple.

Resultados: Las concentraciones medias fueron PbS: 2,68µg/100ml, CdU 0,54 µg/g creatinina, CrU: 0,51 µg/g creatinina, yHgU: 0,65 µg/g creatinina.

Conclusión: No se observaron diferencias entre las zonas. Elanálisis unifactorial y multifactorial mostró que los niveles de PbS seincrementaban con la edad y estaban asociados con el consumo deproductos locales de huerta y con el trabajo en la metalurgia. La edadeleva los niveles de CdU y se observa en clases sociales altas nivelesmás elevados, así como en mujeres y en personas fumadoras. Losniveles de CrU eran más elevados en zonas alejadas a la PVERSU yen las clases altas. Los niveles de HgU fueron más elevados en muje-res que en hombres.

Palabras clave: Metales pesados. Plomo. Cadmio. Cromo. Mer-curio. Vigilancia de la población. Incineración.

ABSTRACT

Heavy Metals (Pb, Cd, Cr and Hg)in the General Adult PopulationNear an Urban Waste Treatment

Plant in Biscay, Spain, in 2006Background: The possible emissions from a municipal urban

solid waste treatment plant (MUSWTP) include heavy metals. Thepurpose of this study is to ascertain the levels of heavy metals in theblood and urine of the general population of Biscay.

Methods: The level of Pb was measured in 95 blood samples(BPb) and Cd, Cr and Hg in 93 urine samples (UCd, UCr, UHg) takenfrom adults in the general population of Biscay, Basque Country, in2006. The samples were obtained in two areas with high traffic den-sity in the metropolitan area of Bilbao close to an MUSWTP whichhad just commenced operation, a third area in downtown Bilbao withheavy traffic and at a distance from the area of influence of possibleemissions from the MUSWTP, and a fourth area at a distance fromthe plant and with low traffic density. The objective was to select aminimum of 20 participants from each area, with an equal number ofmale and female subjects, and with half the subjects aged between 20and 44 years and the other half between 45 and 69. A chi-squared testwas used to study the association between categorical variables, Stu-dent’s t-test was used as a comparison of means test, and ANOVA wasused for variables with two or more categories. A multiple linearregression model was used to adjust for confounding factors.

Results: The mean concentrations were: BPb: 2.68 µg/100ml; UCd:0.54 µg/g creatinine; UCr: 0.51 µg/g creatinine; UHg: 0.65 µg/g creatinine.

Conclusion: No significant differences were observed between theareas. The single-factor and multifactor analyses showed that the BPblevels increased with age and were associated with the consumption oflocal horticultural products and with employment in the metallurgy sec-tor. The UCd levels also increased with age, and higher levels were obser-ved in the upper social classes as well as in women and smokers. TheUCr levels were higher in areas at a distance from the MUSWTP and inthe upper classes, and UHg levels were higher in women than in men.

Key words: Heavy metals. Lead Cadmium Chromium MercuryPopulation Surveillance, Incineration.

Rev Esp Salud Pública 2008; 82: 481-492 N.° 5 - Septiembre-Octubre 2008

ORIGINAL

Correspondencia:Juan José Aurrekoetxea. Departamento de Medicina Preventiva y Salud PúblicaUniversidad del País Vasco-Euskal Herriko Unibertsitatea. Barrio Sarriena s/n. Leioa, Bizkaia. Teléfono: 946012780. Fax: 946013393. Correo electrónico: [email protected]

(*) Este trabajo ha recibido para su realización una ayuda finan-ciera por parte de la empresa Zabalgarbi, S.A., dedicada a lavalorización energética de residuos sólidos urbanos, no existien-do conflicto de interés alguno entre los autores de este trabajo.

METALES PESADOS (Pb, Cd, Cr Y Hg) EN POBLACIÓN GENERALADULTA PRÓXIMA A UNA PLANTA DE TRATAMIENTO

DE RESIDUOS URBANOS DE BIZKAIA (*)

Miren Begoña Zubero Oleagoitia (1), Juan José Aurrekoetxea Agirre (1,2), Jesús María IbarluzeaMaurolagoitia (2), Maria Jesús Arenaza Amezaga (3), Mikel Basterretxea Irurzun (2), CarlosRodríguez Andrés (1) y José Ramón Sáenz Domínguez (1)

(1) Departamento de Medicina Preventiva y Salud Pública. Universidad del País Vasco-Euskal Herriko Unibertsitatea.Leioa, Bizkaia.(2) Subdirección de Salud Pública, Departamento Sanidad, Gobierno Vasco. Gipuzkoa.(3) Instituto Vasco de Seguridad y Salud Laborales-OSALAN. Barakaldo. Bizkaia.

INTRODUCCIÓN

Los metales pesados suponen una preo-cupación importante en Salud Pública porsu toxicidad aguda y crónica y por la ampliavariedad de fuentes de exposición. Entre losmetales que generan preocupación por suexposición ambiental, vía alimentaria prin-cipalmente, se encuentran el plomo, elcromo, el cadmio y el mercurio. El cromo yel cadmio son considerados cancerígenospor la Agencia de Investigación sobre elCáncer de la OMS, la IARC1-2, mientrasque el plomo y el mercurio preocupan espe-cialmente por su neurotoxicidad. El cromoes además alergénico. El cadmio produceafectación pulmonar y renal y osteomalaciay osteoporosis. El plomo, a su vez, producedaño renal y anemia3. Existen indicadoresbiológicos de exposición a estos metalessuficientemente contrastados tanto en saludlaboral como ambiental4.

Los niveles de plomo en sangre (PbS)de la población general han ido disminu-yendo a lo largo de las últimas décadas,debido en parte a la prohibición del uso delplomo en las gasolinas. Así, mientras estu-dios como el realizado en Italia en los años90 mostraron valores medianos de 8,6 y de5,35 µg/100 ml en hombres y mujeres res-pectivamente5, un trabajo reciente de laRepública Checa presentaba valoresmedianos un 50% menores, 3,7 y 2,5µg/100 ml en hombres y mujeres6. Unestudio de biomonitorización llevado acabo en Mataró durante los años 1995,1997, 1999 y 2002, que estudiaba unapoblación denominada expuesta (residen-tes en el entorno de una incineradora deresiduos urbanos) y varias poblacionescontrol, residentes a mayor distancia delfoco de contaminación, confirmaba estatendencia, mostrando valores medios en lacuarta fase del estudio, año 2002, de 3,2µg/100 ml en la población expuesta, de6,44 µg/100 ml en la población control deMataró, de 5,55 µg/100 ml en la poblacióncontrol de Arenys de Mar y de 1,87 µg/100

ml entre los trabajadores de la planta inci-neradora7. En EEUU, años 2001 y 2002, elCDC mostró valores medianos inferiores,de 1,7 µg/100 ml en hombres y 1,1 µg/100ml en mujeres respectivamente8. La dismi-nución de los niveles de Pb se observatambién en un estudio reciente llevado acabo en Portugal9, donde se detectaronvalores medianos de 3,9 µg/100 ml enhombres y 2,3 µg/100 ml en mujeres. Elplomo ha aparecido ampliamente distri-buido en los diferentes grupos de alimen-tos de la dieta. Los grupos de alimentosque más contribuyen a la ingesta de plomoen el País Vasco son los de frutas, verdu-ras, bebidas alcohólicas, carnes y pesca-dos. La ingesta media semanal de plomodurante el año 2005 en la ComunidadAutónoma del País Vasco (CAPV) se esti-mó en 4,74 µg/kg de peso. Se ha produci-do un notable descenso de la ingesta res-pecto a la estimación anterior, debido a ladisminución drástica de las concentracio-nes observadas en el grupo de las frutas10.

Un estudio realizado en Suecia11 mostra-ba valores medios de cadmio urinario(CdU) de 0,27 µg/g creatinina en mujeres y0,19 µg/g creatinina, en hombres, y enEEUU8, 0,26 µg/g creatinina en mujeres y0,17 µg/g creatinina en hombres. Ademásdel consumo del tabaco en la poblacióngeneral, la principal vía de exposición alcadmio se produce a través de la dieta,especialmente los alimentos ricos en fibras,vegetales y patatas. La ingesta de cadmiosemanal en la CAPV, correspondiente a2005 ha sido de 0,93 µg/kg de peso10. Dosestudios italianos de 1988 y 1997 mostra-ron valores de cromo urinario (CrU) muydiferentes, con medias aritméticas de 0,51µg/L en mujeres y 0,62 µg/L en hombres12,el primero, y el segundo con medias geo-métricas de 0,07 µg/L en mujeres y 0,09µg/L13.

La población general está expuesta almercurio a través de la dieta, siendo el pes-cado la principal fuente de metilmercurio, y

MB Zubero Oleagoitia et al.

482 Rev Esp Salud Pública 2008, Vol. 82, N.° 5

a través de las amalgamas dentales14. En laCAPV, la ingesta de mercurio es elevada,1,36 µg/día10, y aunque sólo supone un 27%de la Ingesta Semanal Tolerable Provisionalestablecida por la OMS, es la mayor de lasestimadas en estudios similares de otrospaíses. El pescado constituye la única fuen-te alimenticia de mercurio en la CAPV. Laelevada ingesta de mercurio en la CAPV serelaciona con un consumo muy alto de pes-cado, 89 g/día10, similar a la de países con-sumidores de pescado, como Japón y Nor-uega11. Un estudio reciente llevado a caboen Andalucía15, observaba una correlaciónsignificativa con la edad, presentando nive-les más elevados de mercurio urinario(HgU) los individuos de mayor edad, asícomo los individuos con un mayor IMC, locual refuerza el potencial acumulativo deeste metal.

Apenas existen en España trabajos queevalúen la exposición a metales en pobla-ción no laboral7,15,16. En 2006 se inició unproyecto de investigación sobre la exposi-ción a contaminantes en poblaciones cerca-nas y alejadas a una planta de valoraciónenergética de residuos sólidos urbanos(PVERSU) que inició su actividad a plenorendimiento a mediados de 2005.

El objetivo de este trabajo es conocerlos niveles de metales en población noexpuesta a fuentes de riesgo concretos, decara a proporcionar niveles de referenciapara una futura evaluación de los nivelesde metales tras la puesta en marcha de laplanta de tratamiento de residuos urbanos,y saber a qué variables se asocian, con par-ticular interés en la fuente de exposiciónlaboral y en la clase social, como indica-dor de exposición.

SUJETOS Y MÉTODOS

La población objetivo del estudio vinocondicionada por el interés en evaluar laexposición de la población general a los

posibles contaminantes procedentes de unaPVERSU, que incluía la cuantificación dedioxinas y otros compuestos organoclora-dos, además de los metales.

Zonas de estudio: Se establecieron cua-tro zonas de estudio, en función de la pro-ximidad a la PVERSU y a la contamina-ción urbana, industrial o debida al tráfico.Se consideró como grupo expuesto elmunicipio de Alonsotegi (Zona A) y unbarrio de Bilbao (Altamira-Rekalde) (ZonaB), elegidos por su proximidad a la PVER-SU, situados ambos dentro de un radio de 2Km desde la PVERSU y ambos con conta-minación de tipo urbano y tráfico denso. Elmunicipio de Alonsotegi presenta ademáscontaminación de tipo industrial, proce-dente de una coquería, principalmente.Como zonas no expuestas se eligieron unbarrio de Bilbao alejado de la planta, a 5Km, y de sus vientos prevalentes y concontaminación de origen urbano y con trá-fico denso (Santutxu-Zurbaran) (Zona C) yun pequeño municipio alejado de la planta,a 20 Km, con baja contaminación indus-trial y baja densidad de tráfico (Balmaseda)(Zona D).

Estrategia de muestreo: Se estableciócomo objetivo para el estudio de dioxinas lacaptación de un mínimo de 80 personas decada zona, 320 en total. Se remitió, paraello, una carta informando de los objetivosdel estudio a 120 personas de cada zonaobtenidas, mediante muestreo aleatorio sis-temático con arranque aleatorio y estratifi-cado por género y edad, del censo cedidopor los ayuntamientos implicados (60 hom-bres y 60 mujeres) y, a su vez, que 60 tuvie-ran de 20 a 44 años y otros 60 de 45 a 69años. Se telefoneó a estos individuos invi-tándoles a participar en el estudio. Paracompletar el número de sujetos del estudio,se recurrió en segunda instancia a volunta-rios del barrio o municipio y, por último, apacientes sin patología hepática o renal queacudían al centro de salud a realizar análi-sis. Se excluyó del estudio a los individuos

Rev Esp Salud Pública 2008, Vol. 82, N.° 5 483

METALES PESADOS (Pb, Cd, Cr y Hg) EN POBLACIÓN GENERAL ADULTA PRÓXIMA A UNA PLANTA DE TRATAMIENTO…

que no hubieran residido en el municipio almenos durante 5 años y los que trabajaranen una incineradora, en fundiciones o acerí-as, en centrales térmicas y en empresas deblanqueo de papel. Del conjunto de lamuestra para el estudio de dioxinas se obtu-vo de manera aleatoria para la determina-ción de metales una submuestra con unmínimo de 90 individuos; tamaño obtenidoa partir de la desviación típica para elplomo en sangre total de 17 µg/100 ml,obtenida de otros estudios, con un error αdel 5% y una potencia del 80%, para detec-tar como significativas diferencias de 10µg/100 ml entre la zona expuesta y la noexpuesta, o entre los dos géneros o los dosgrupos de edad.

Análisis de laboratorio: se extrajo unamuestra de sangre venosa para determina-ción de plomo en sangre total y otra deorina para determinar cromo, cadmio ymercurio urinarios de los 95 individuosparticipantes, 49 mujeres y 46 hombres.Dos muestras de orina no pudieron obte-nerse por la negativa de los participantes.Las muestras fueron tomadas, tratadas,almacenadas y transportadas en las condi-ciones establecidas por el laboratorio deHigiene del Instituto Vasco de Seguridad ySalud Laborales – OSALAN, siguiendolos siguientes procedimientos analíticos:PbS: método de espectrofotometría deabsorción atómica con cámara de grafito.(Norma UNE 82590-92). CdU: Método deespectrofotometría de absorción atómicacon cámara de grafito. (AC/LV-CD-01).CrU: Método de espectrofotometría deabsorción atómica con cámara de grafito.(MTB-MB-018/A94). HgU: Método devapor frío con borohidruro de sodio.Espectrofotometría de absorción atómica.(Norma UNE 81595-98). Los límites dedetección fueron PbS: 1,5 µg/100 ml,CdU: 0,05 µg/L, CrU: 0,2 µg/L, HgU: 0,2µg/L. Todos los valores urinarios se corri-gieron por creatinina para minimizar elefecto del aclaramiento renal. Método deanálisis: cromatografía líquida con detec-

ción ultravioleta. (HPL/UV-CRE-01). Nose consideraron adecuadas para los objeti-vos del estudio muestras de orina muydiluidas (creatinina <0,3g/L) o muy con-centradas (creatinina >3,0g/L). Se eliminódel análisis estadístico una muestra de CrUperteneciente a un hombre de 29 años,dedicado a la enseñanza y fumador, perte-neciente a la Zona C, debido a que presen-taba un valor extremo de 5,80 µg/g creati-nina, con una excesiva influencia en elanálisis estadístico.

Variables de estudio: A todos los parti-cipantes se les realizó una entrevista, reali-zada por un único entrevistador, durante lacual se recogió información mediante cues-tionario sobre variables antropométricas,incluido el índice de masa corporal (IMC):peso/talla2, que a su vez se categorizó entres grupos: IMC <25: sin sobrepeso pon-deral; 25<IMC<30: sobrepeso y IMC>=30obesidad17, variables socioeconómicas,exposición laboral actual o última, que secodificó siguiendo la Clasificación Nacio-nal de Ocupaciones (CNO)18; la actividadeconómica de la empresa codificada segúnla Clasificación Nacional de ActividadesEconómicas (CNAE)19, historia reproduc-tiva y de lactancia, consumo de tabaco yconsumo de alimentos de huertas locales.A partir de la CNO se creó la variable clasesocial20 estableciéndose 5 categorías: I)Directivos de la administración pública yde empresas de 10 o más asalariados y pro-fesiones asociadas a titulaciones de 2º o 3er

ciclo; II) Directivos de empresas conmenos de 10 asalariados; profesionalesasociados a una titulación del 1er ciclo uni-versitario; técnicos y profesionales deapoyo; artistas y deportistas; III) Emplea-dos de tipo administrativo y profesionalesde apoyo a la gestión administrativa yfinanciera; trabajadores de los serviciosprofesionales y de seguridad; trabajadorespor cuenta propia y supervisores de traba-jadores manuales; IV) Trabajadoresmanuales cualificados y no cualificados yV) Trabajadores no cualificados.



Análisis estadístico: Se asignó lamitad del límite de detección para cadauno de los metales, previo a su correcciónpor creatinina para CdU, CrU, HgU, a loscasos con valores indetectables. Se obtu-vieron las medias aritméticas, desviacio-nes estándar aritméticas, medias geomé-tricas, desviaciones estándar geométricas,medianas y percentil 95 para las diferen-tes zonas, para género y para los dos gru-pos de edad. Para contraste de hipótesiscon variables discretas se utilizó la pruebade la χ2. Cuando se compararon lasmedias de una variable con dos categorías,edad o género, se contrastó la hipótesisnula mediante la prueba de la t de Student.Cuando la variable a analizar presentabamás de dos categorías, la zona, se utilizóel análisis de la varianza (ANOVA) de unavía. Para evaluar qué variables se asocia-ban de manera significativa con los meta-les, anulando la posible confusión existen-te en los datos, se utilizaron sendosmodelos de regresión lineal múltiple. Encada modelo se introdujeron todas lasvariables y fueron extrayéndose una a unasegún el método parsimonioso, hastaobtener el modelo saturado. Las variablesutilizadas en la selección de la muestra,zona, edad y género se mantuvieron en elmodelo. Dada la colinealidad entre lasvariables clase social y ocupación se obtu-vieron dos modelos para cada variabledependiente, el primero manteniendo laclase social y el otro introduciendo lasocupaciones, la CNO a dos dígitos, que seasociaban a la variable dependiente. Secalculó el coeficiente de determinaciónpara expresar la varianza explicada por elmodelo. El análisis estadístico se realizómediante el paquete estadístico SPSS ver-sión 14.0.

RESULTADOS

La tabla 1 muestra las características delos participantes en el estudio en relacióncon la zona de procedencia. Se observaron

diferencias significativas entre las zonasrespecto al nivel de estudios, con mayornivel de estudios en la Zona C, y el consu-mo de productos de huertas locales, conmenor.

En 29 casos, un 30,5%, la plumbemiano fue detectable. La media observada fuede 2,68 µg/100 ml (Tabla 2). No se obser-varon diferencias significativas en rela-ción con la zona de residencia; mediaZona A: 3,35; Zona B: 2,65; Zona C: 2,56;Zona D: 2,05 µg/100 ml (p= 0,2233). Losindividuos de 45 a 69 años mostraron unamedia de 2,68 frente a 1,45 µg/100 ml enlos de 20 a 44 años (p= 0,0006). En 7casos, un 7,5%, el CdU no se pudo detec-tar. La media de CdU fue de 0,54 µg/g cre-atinina. El CdU medio en mujeres fue de0,62 µg/g creatinina y de 0,45 µg/g creati-nina en los hombres (p= 0,1096). Por eda-des, la media de CdU en adultos jóvenes(20-44 años) fue de 0,32 µg/g creatinina,mientras que en los de mayor edad (45-69años) fue de 0,42 µg/g creatinina (p=0,0811). Tampoco se observó diferenciasen el CdU respecto a la zona de estudio;media Zona A: 0,47; Zona B: 0,63; ZonaC: 0,45; Zona D: 0,62 µg/g creatinina (p=0,4742). En 35 individuos, un 37,6%, elCrU no fue detectable. El CrU medioobservado fue de 0,51 µg/g creatinina. Seobservaron diferencias significativas enrelación con la zona geográfica de estudio,observándose valores de CrU más eleva-dos en las zonas control C y D; mediaZona A: 0,34; Zona B: 0,34; Zona C: 0,66;Zona D: 0,72 µg/g creatinina (p< 0,0001).Un 23,7% de los participantes, 22 indivi-duos, presentaron valores de HgU pordebajo del límite de detección. El HgUmedio observado fue de 0,65 µg/g creati-nina, mostrando valores medios superioreslas mujeres que los hombres; 0,84 vs 0,45µg/g creatinina (p= 0,0008). No se obser-varon diferencias significativas en rela-ción con las zonas de estudio; media ZonaA: 0,70; Zona B: 0,51; Zona C: 0,48; ZonaD: 0,83 µg/g creatinina (p< 0,1301).





Tabla 1

Características sociodemográficas de la muestra según las cuatro zonas del estudio

VariableZona

pA B C D

Género Hombre 14 10 11 11 0,9498

Mujer 15 9 11 14

Edad 20-44 14 9 11 11 0,9801

45-69 15 10 11 14

Estudios Sin estudios 0 0 0 0 0,0018

Graduado escolar (ESO) 11 11 5 11

Bachiller 10 4 8 8

Titulado medio 6 3 5 3

Titulado superior 2 1 4 3

Activ. Laboral Trabajador en activo 18 10 13 15 0,516

Trabajador en paro 2 2 1 0

Pensionista-jubilado 7 4 3 3

Estudiante 1 0 1 0

Ama de casa 1 3 4 7

Clase social I 2 1 2 1 0,221

II 3 2 6 0

III 6 4 3 11

IV 8 5 4 8

V 10 7 7 5

ActividadEconómica de laEmpresa (Gruposde CNAE*)

Agricultura, industria: de 01 a 26 1 1 0 1 0,075

Metalurgia: de 27 a 29 6 1 2 0

Fabricación de maquinaria, vehículos, equipos, muebles:de 30 a 41

1 0 0 2

Construcción: 45 0 1 0 1

Comercio: de 50 a 55 3 3 0 7

Transporte: de 60 a 64 4 1 1 1

Actividades financieras: de 65 a 74 3 1 4 4

Actividades sanitarias: de 75 a 99 9 8 10 3

Ocupación Laboral(Grupos de CNO*)

2 dirección-gerencia, técnicos, profesiones contitulaciones universitarias

5 3 7 1 0,742

3 técnicos y profesionales de apoyo 3 0 1 2

4 administrativos 2 2 3 4

5 comercio-restauración 4 2 2 3

7 trabajadores cualificados 4 4 2 4

8 montadores-operadores 4 2 0 2

9 trabajadores no cualificados 5 3 2 2

Tabaco No 22 16 16 16 0,4981

Si 7 3 6 9

Consumo productosde huerta local

No 12 17 21 17 0,0000

Si 17 2 1 8

No 12 17 21 17 0,0031

Nunca/casi nunca 3 1 1 3

Mensualmente 9 1 0 3

Semanalmente o con mayor frecuencia 5 0 0 2

Masa Corporal Sin exceso ponderal, IMC<25 12 6 7 12 0,4976

Sobrepeso, IMC 25-29 9 8 11 11

Obesidad, IMC 30 8 5 4 2

* Las variables CNAE y CNO incluyen a todos los individuos salvo estudiantes y amas de casa.

El modelo de regresión lineal para elPbS mostró (Tabla 3), tras el ajuste por losdistintos factores introducidos en elmodelo, que la edad incrementaba losniveles de PbS. Las personas que consu-mían productos de huerta de la zona mos-traron un incremento en los niveles deplumbemia respecto a los no consumido-res, diferencia que dejó de ser significati-va tras el ajuste por la ocupación. La clasesocial no mostró asociación con el PbS.Cuatro ocupaciones mostraron nivelesmás elevados del PbS; operadores demáquinas fijas, soldadores-chapistas,

mecánicos-ajustadores y técnicos en cien-cias. El modelo que incluía la clase socialexplica el 29,4% de la variabilidad, mien-tras que el que incluye la ocupación expli-ca el 45,9% de la misma.

La edad elevaba los niveles de CdU. Lasclases sociales más altas, clases I y II, mos-traron valores más elevados de CdU, concoeficientes de 0,53 µg/g creatinina (IC95%: 0,10-0,96) y 0,64 µg/g creatinina (IC95%: 0,30-0,99) respectivamente. El consu-mo de tabaco elevaba los niveles de CdU.Las ocupaciones que mostraron niveles más



Tabla 2

Metales pesados vs zonas de estudio, género y edad

Biomarcador ParámetroaZona

pGénero

pEdad

pA B C D Hombre Mujer 20-44 45-69

PbSb N 29 19 22 25 46 49 45 50

Me 2,40 2,10 1,95 0,75 2,20 2,00 1,60 2,60

P95 10,02 6,15 6,84 5,14 7,13 6,04 4,80 8,16

MG 2,64 1,94 1,89 1,46 0,0906 2,20 1,77 0,1707 1,48 2,54 0,0006

DEG 1,97 2,31 2,20 2,21 2,25 2,14 1,96 2,23

MA 3,35 2,65 2,56 2,05 0,2233 3,04 2,35 0,1488 1,88 3,41 0,0010

DEA 2,81 2,01 2,14 1,91 2,66 1,88 1,45 2,68

CdUc N 28 19 21 25 45 48 44 49

Me 0,32 0,40 0,39 0,38 0,30 0,50 0,30 0,40

P95 1,01 1,62 1,21 1,49 1,34 1,41 1,22 1,51

MG 0,36 0,44 0,29 0,39 0,5410 0,31 0,42 0,0710 0,32 0,42 0,0945

DEG 2,17 2,54 2,88 2,84 2,43 2,68 2,47 2,65

MA 0,47 0,63 0,45 0,62 0,4742 0,45 0,62 0,1096 0,44 0,62 0,0811

DEA 0,33 0,59 0,40 0,62 0,46 0,51 0,35 0,58

CrUc N 28 19 20 25 44 48 43 49

Me 0,25 0,24 0,60 0,80 0,34 0,40 0,45 0,36

P95 0,85 1,1 1,1 0,97 0,98 1,12 1,04 1,03

MG 0,28 0,26 0,54 0,67 0,0000 0,39 0,42 0,8967 0,44 0,38 0,1951

DEG 1,85 2,02 1,94 1,51 2,05 2,08 2,03 2,04

MA 0,34 0,34 0,66 0,72 0,0000 0,49 0,53 0,5445 0,56 0,47 0,2559

DEA 0,26 0,31 0,42 0,24 0,32 0,38 0,39 0,31

HgUc N 28 19 21 25 45 48 44 49

Me 0,62 0,30 0,39 0,50 0,32 0,59 0,43 0,39

P95 1,62 1,4 1,01 2,22 1,09 2,22 1,78 2,01

MG 0,53 0,34 0,41 0,54 0,1544 0,35 0,60 0,0008 0,45 0,47 0,7001

DEG 2,18 2,33 1,73 2,68 1,98 2,36 2,18 2,36

MA 0,70 0,51 0,48 0,83 0,1301 0,45 0,84 0,0009 0,61 0,68 0,5760

DEA 0,51 0,59 0,26 0,78 0,35 0,68 0,51 0,64

a: Parámetro: N: frecuencia, Me: mediana, P95: percentil 95, MG: media geométrica, DEG: desviación estándar geométrica, MA: media aritmética, DEA:desviación estándar aritmética.b: Plomo en sangre en µg/100 ml.c: Cadmio, Cromo y Mercurio urinarios en µg/g creatinina.

elevados del CdU fueron la de profesor,enfermera, y mecánico-ajustador. El modeloque incluía la clase social mejora en un 1,5%el coeficiente de determinación respecto almodelo con las ocupaciones (tabla 3).

La zona geográfica se asoció a los nive-les de cromo urinario, tras el ajuste por lasdemás variables analizadas; las zonas C yD, zonas definidas como no expuestas, pre-sentaron cromurias superiores a la zona A.



Tabla 3

Influencia de las diferentes variables en la concentración de metales analizados

VariablePbS (n=95) CdU (n=93) CrU (n=92) HgU (n=93)

Betaa IC95%LIb

IC95%LSc Beta

IC95%LI

IC95%LS

BetaIC95%

LIIC95%

LSBeta

IC95%LI

IC95%LS

Coeficiente dedeterminación

R= 0,294 R=0,238 R= 0,431 R= 0,190

(Constante) -0,54 -2,53 1,46 -004 -0,49 0,40 0,40 0,23 0,57 0,92 0,61 1,23

Zona B -0,08 -1,39 1,23 0,21 -0,06 0,48 0,01 -0,16 0,18 -0,18 -0,51 0,14

Zona C 0,03 -1,29 1,34 -0,11 -0,38 0,16 0,27 0,11 0,44 -0,26 -0,58 0,06

Zona D -0,88 -2,08 0,31 0,15 -0,11 0,41 0,39 0,23 0,55 0,14 -0,17 0,46

Edad 0,06 0,03 0,10 0,01 0,00 0,02 0,00 -0,13 0,12 0,05 -0,18 0,29

Género 0,73 -0,16 1,61 -0,25 -0,46 -0,05 0,02 -0,11 0,15 -0,35 -0,58 -0,11

Clase social I 0,18 -1,70 2,06 0,53 0,10 0,96 -0,12 -0,38 0,14 -0,04 -0,47 0,54

Clase social II -0,54 -2,09 1,01 0,64 0,30 0,99 0,34 0,12 0,56 0,02 -0,39 0,43

Clase social III -0,97 -2,16 0,21 0,08 -0,18 0,35 0,00 -0,17 0,16 -0,11 -0,43 0,21

Clase social IV 0,19 -1,00 1,38 0,22 -0,05 0,48 0,04 -0,13 0,21 -0,19 -0,51 0,13

Productos dehuerta local

1,35 0,28 2,42

Tabaco (sí/no) 0,23 0,00 0,46

IMC 25-29 -0,14 -0,29 0,01

IMC = 30 -0,21 -0,38 -0,03

Coeficiente dedeterminación

R2=0,459 R2=0,223 R2=0,507 R2=0,240

(Constante) 0,013 -1,56 1,58 0,36 -0,05 0,78 0,38 0,24 0,51 0,66 0,22 1,11

Zona B -0,00 -1,10 1,10 -0,09 -0,36 0,17 0,00 -0,16 0,15 -0,13 -0,44 0,19

Zona C 0,11 -0,95 1,16 0,21 -0,04 0,47 0,27 0,12 0,43 -0,18 -0,48 0,12

Zona D -0,47 -1,49 0,56 0,00 -0,01 0,01 0,39 0,25 0,54 0,15 -0,14 0,44

Edad 0,05 0,02 0,08 -0,18 -0,37 0,02 0,00 -0,11 0,12 0,00 -0,00 0,01

Género -0,05 -0,03 0,08 -0,12 -0,30 0,07 0,07 -0,04 0,19 -0,41 -0,63 -0,19

CNO 22: Profesor 0,53 0,16 0,89

CNO 27:Enfermera

0,57 0,08 1,05 0,74 0,46 1,02

CNO 30: Técnicociencias

5,51 1,83 9,18 1,47 0,40 2,54

CNO 75: Soldador,chapista

3,66 1,42 5,89

CNO 76: Mecánico,ajustador

2,38 0,38 4,39 0,61 0,10 1,12

CNO 83: Opera-dor de máquinasfijas

8,78 5,09 12,47

IMC 25-29 -0,14 -0,28 -0,01

IMC = 30 -0,19 -0,35 -0,03

Modelos de regresión múltiple para Pb en sangre (µg/100 ml). Cd, Cr y Hg urinarios (µg/g creatinina) incluyendo zona, género, edad y otras variables aso-ciadas, más la clase social, el primero, y las ocupaciones significativamente asociadas, el segundo.a: Coeficiente de regresión.b: Límite inferior del intervalo de confianza al 95%.c: Límite superior del intervalo de confianza al 95%.

La clase social II presentaba niveles de CrUsuperiores a la clase social V. La única ocu-pación que mostraba incremento de CrUfue la de enfermera. Por último, el IMC seasoció de forma inversa a la excreción uri-naria de cromo, presentando los individuossin exceso ponderal niveles más elevadosde CrU. El modelo con la ocupación mejo-ra, respecto al de clase social, en un 7,6% lacapacidad de predicción de la variabledependiente (tabla 3).

Las mujeres mostraron un incremento dela excreción de HgU en el modelo de regre-sión lineal múltiple. La única ocupaciónque elevaba el HgU fue la de técnico enciencias. El resto de los factores analizadosno modificaban significativamente los valo-res de mercurio urinario. El coeficiente dedeterminación del modelo que incluye laocupación es un 5% mayor que el queincluye la clase social (Tabla 3).

DISCUSIÓN

Este estudio muestra una media deplomo en sangre de población adulta de2,68 µg/100 ml. La media geométrica y lamediana presentaban valores sensiblemen-te inferiores. Un 30,5% de individuos convalores inferiores al límite de detección.Estos valores son claramente inferiores alos referidos en los trabajos realizadosantes de la prohibición del Pb en la gasoli-na5. Son ligeramente inferiores a los reali-zados en Cataluña7 República Checa6 yPortugal9, aunque más altos que los deEEUU8. Los valores de Pb de este estudiose encuentran por debajo de los estableci-dos como referencia para la salud por laHuman Biomonitoring Commission21 parahombres y mujeres de la población gene-ral, 9,0 µg/100 ml y 7,0 µg/100 ml respec-tivamente, lo cual sugiere que no hay unaumento del riesgo para los sujetos de lasáreas estudiadas en relación al Pb. Laszonas consideradas como expuestas eneste estudio no presentaron niveles medios

de plomo más altos que las zonas control.Así, la edad se asoció a incrementos en losniveles de plomo en sangre independiente-mente del género o de otras variables. Estaasociación fue observada en numerososestudios llevados a cabo en Tarragona16,Italia5,22,23,24, República Checa6 y EEUU8.Los niveles en sangre de plomo en losdiferentes estudios han resultado más ele-vados en hombres que en mujeres5,6,8,9,22--

27. En este estudio, las medias crudas deplomo en sangre no eran significativamen-te más altas en hombres que en mujeres, yal ajustar por ocupación se reducía aúnmás la diferencia observada. Los trabaja-dores de mano de obra directa de la indus-tria metalúrgica, soldadores, ajustadores,mecánicos y operadores de máquinas fijas,presentan mayores niveles de plumbemiaque el resto de los participantes, explicablecomo consecuencia de la exposición labo-ral a este metal3. También los técnicos enciencias muestran un incremento significa-tivo, aunque no es probable la exposición aeste metal en esta profesión. Se observaronmayores niveles de plumbemia en perso-nas que consumen productos de huerta desu municipio, pero esta diferencia pierdesu significación al ajustar por ocupación.Niveles superiores de Pb y Cd han sidodescritos en población residente en zonascontaminadas del área metropolitana deBilbao en relación a residentes en zonas nocontaminadas, indicándose que el consu-mo de productos de huerta locales y lospropios niveles de contaminantes del suelopodrían ser la causa de dicho incremen-to28. Por otro lado, el incremento del coe-ficiente de determinación del 16,5% obser-vado al incluir las ocupaciones sugiere queen la población de estudio la exposiciónlaboral tiene aún un peso considerable. Alcontrario que en anteriores estu-dios5,6,16,22,24, en este trabajo el consumode tabaco no elevaba de manera significa-tiva los niveles de PbS. Este estudio noanalizó la ingesta de alcohol, aunque dichaasociación ha sido constatada para ambosgéneros5,16,22,24.



Un 7,5% de los individuos presentabaniveles de CdU indetectables. Tampoco res-pecto al CdU se observaron diferencias sig-nificativas entre las diferentes zonas delestudio. Los valores medios o medianos decadmio en orina observados en hombres ymujeres respectivamente, son muy simila-res a los aportados por otros estudiosrecientes de la República Checa6 o de granBretaña29, aunque son superiores a losobservados en Suecia11 y en EEUU8. Ennuestro estudio las mujeres presentaronniveles medios de cadmio en orina más ele-vados que los hombres, 0,62 µg/g creatininaen mujeres y 0,45 µg/g creatinina en hom-bres, aspecto que se repite en la literaturacientífica6,8,11,29. Una posible explicación alos elevados niveles de cadmio en las muje-res es que su absorción aumenta a medidaque los niveles de hierro disminuyen27. Elaumento de los niveles de CdU con la edad,independientemente del sexo, observado eneste estudio fue también previamente des-crito11. Asimismo, este estudio muestra quelas personas de clases sociales más eleva-das, clases I y II, presentan niveles de cad-mio en orina más elevados con respecto alas clases más bajas, hecho que podríaexplicarse por su mayor consumo de pro-ductos de origen vegetal30. También esconocido que el consumo de tabaco aumen-ta los niveles de cadmio en orina10,15,29, aso-ciación que en nuestro estudio pierde susignificación al ajustar por ocupación. Lasprofesiones que muestran un incrementodel CdU, además de la de mecánico-ajusta-dor, fueron la de profesor y enfermera. Esdifícil relacionar estas dos ocupaciones conexposiciones laborales, pudiendo, más bien,tratarse de aportes ambientales, alimenta-rios, principalmente.

Un 37,6% de los individuos presentabavalores de CrU inferiores al límite dedetección. Los valores observados en esteestudio se encuentran dentro del intervaloobservado en dos estudios italianos12,13. Seobserva un exceso en la excreción decromo urinario en las zonas control, no

explicable por el género o la edad u otrosfactores analizados. La clase social se rela-cionó, en nuestro estudio, con la excreciónde cromo urinario, siendo la clase II la quemuestraba niveles más elevados. La únicaocupación asociada a una mayor excreciónde CrU fue la de enfermera. Pensamos quepodría tratarse asimismo el reflejo de unaexposición medioambiental, posiblementealimentaria. El sobrepeso y la obesidad seasociaron a niveles bajos de cromo enorina, mostrando un claro gradiente. Estaobservación no ha sido recogida por otrosestudios. Desconocemos su posible inter-pretación. En un estudio de seguimiento dela población residente en el entorno de unaPVERSU llevado a cabo en Mataró7, losniveles de cromo urinario en la cuarta fasedel estudio, año 2002, fueron más elevadosen la población expuesta a la PVERSU queen la no expuesta.

En el 23,7% de los casos no se detectóHgU. Se desconoce la causa de la mayorconcentración de Hg en la orina de lasmujeres, que se mantiene tras el ajuste porotras variables, sugiriendo que podríadeberse a diferencias en la alimentación o auna mayor presencia de amalgamas14 enlas mujeres, aspectos no investigados eneste estudio. Esta misma asociación con elgénero se observa en estudios recientes6,8.No se observan diferencias entre las zonasdefinidas como expuestas respecto a laszonas control. A pesar del alto consumo depescado en esta Comunidad Autónoma10,los valores de mercurio en este estudio soninferiores a los descritos en otros estu-dios6,7,14,29.

En nuestro estudio, la inclusión de ocu-paciones en el modelo de regresión prede-cía un 5% más la variabilidad del HgU res-pecto al modelo con la clase social, lo quepodría sugerir que la exposición es de tipolaboral. Sin embargo, la única ocupaciónque mostraba incremento del HgU era la detécnico en ciencias, por lo que resulta másverosímil que la exposición haya sido de



tipo ambiental, por vía alimentaria. Otrasfuentes de exposición de metales como elagua de consumo no son relevantes dadoque los niveles de dichos metales en el aguade consumo se encuentran muy por debajode los niveles establecidos por la legisla-ción española y europea (Informe de SaludPública 2006) y el consumo de agua proce-dente de manantiales o pozos propios esanecdótico en toda la Comunidad Autóno-ma del País Vasco31

En síntesis, los niveles de plomo ensangre y los niveles de cadmio, cromo ymercurio en orina de este estudio sonsimilares o inferiores a los mostrados enestudios realizados anteriormente5,18,19,27,encontrándose dentro de los límites admi-sibles y no sugiriendo niveles de contami-nación elevados. No hay mayor grado deexposición a metales en las zonas defini-das como expuestas, respecto a las zonascontrol. La edad se asocia a incrementosde los niveles de plomo en sangre y cad-mio en orina. Las mujeres muestran nive-les de cadmio urinario y mercurio urinariomás elevados que los hombres. La clasesocial se relaciona con la excreción decromo y cadmio urinario, siendo las clasesaltas las que muestran niveles más eleva-dos. Los trabajadores metalúrgicos demano de obra directa presentan mayoresniveles de plumbemia que el resto de losindividuos. La vía de exposición al Cd, Cry Hg más importante podría ser la alimen-taria, puesto que no se observan mayoresniveles de biomarcadores en las zonas demayor contaminación y que las ocupacio-nes asociadas a mayores niveles no supo-nen contacto con los metales.

AGRADECIMIENTOS

Los autores desean manifestar su agrade-cimiento a Zabalgarbi S.A., entidad propie-taria de la planta de valorización energéticade residuos urbanos sin cuya colaboracióndesinteresada no hubiera sido posible la

realización de este estudio. Asimismo,agradecer la ayuda recibida por parte delpersonal técnico de las diferentes institucio-nes implicadas y en especial a todos los par-ticipantes que amablemente aceptarontomar parte en este trabajo.

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73

Serum levels of polychlorinated dibenzodioxins and dibenzofuransand PCBs in the general population living near an urban waste treatment plantin Biscay, Basque Country

M.B. Zubero a,*, J.M. Ibarluzea b,c, J.J. Aurrekoetxea a,b, J. Rivera d, J. Parera d, E. Abad d, F. Goñi e,R. López e, A. Etxeandia f, C. Rodríguez a, J.R. Sáenz a

a Department of Preventative Medicine and Public Health, University of the Basque Country, B Sarriena s/n, Leioa, Bizkaia, Spainb Sub-department of Public Health, Health Department, Basque Government, Avenida de Navarra 4, 20013 San Sebastian, Spainc CIBER Epidemiology and Public Health (CIBERESP), Spaind Dioxins Laboratory, Mass Spectrometry Laboratory, IIQAB-CSIC, Jordi Girona 18, 08034 Barcelona, Spaine Laboratory of Public Health, Health Department, Basque Government, Avenida de Navarra 4, 20013 San Sebastian, Spainf Laboratory of Public Health, Health Department, Basque Government, M Díaz de Haro 58-60, 48010-Bilbao, Spain

a r t i c l e i n f o

Article history:Received 15 January 2009Received in revised form 23 April 2009Accepted 28 April 2009Available online 30 May 2009

Keywords:SerumDioxinsFuransPolychlorinated biphenylsIncinerationEnvironmental exposure

a b s t r a c t

Levels of PCDD/Fs and dioxin-like PCBs were measured in 16 pooled samples of serum from a total of 322adults in the general population, to coincide with the start-up of a new municipal solid urban waste treat-ment plant in Biscay, Basque Country (Spain). Two hundred and eighty-three individual serum sampleswere also obtained, in which the most common PCBs (28, 52, 101, 118, 138, 153 and 180) were quantified.The samples were taken from four geographical zones: two from the metropolitan area of Bilbao, locatedless than 2 km from the plant and with high traffic density (Zones E1 and E2), a third located 5 km fromthe plant in an urban area of Bilbao, also with high traffic density (Zone C1) and the fourth located 20 kmfrom the plant, in a municipality with minimal industrial activity and low traffic density (Zone C2), the lattertwo being out of the path of the prevailing winds. The median levels of dioxins+furans were similar by zone:E1 = 24.3, E2 = 27.3, C1 = 21.3, C2 = 18.8 pg g�1 lipid (p = 0.362); by sex: 20.2 vs. 22.6 pg g�1 lipid in men andwomen (p = 0.328); and by age: 20.8 vs. 21.3 pg g�1 lipid in subjects aged 20–44 and 45–69 (p = 0.505). Nodetectable levels of PCBs 52 and 101 were found. Significant differences by zone were found only for PCB 180(p = 0.041), with higher values in Zone C2, the zone with the lowest presumed contamination levels. Dioxin-like PCBs (p < 0.001) and the most common PCBs (138, 153, 180) (p < 0.001) were both statistically associ-ated with age, higher values being found in the 45–69 age group.

� 2009 Elsevier Ltd. All rights reserved.

1. Introduction

The presence of polychlorinated dibenzodioxins (PCDDs) andpolychlorinated dibenzofurans (PCDFs) in the environment has gen-erated concern among the general population, the scientific commu-nity and health care administrations, as well as an interest inimproving knowledge and control of health risks. PCDD/Fs, com-monly known as dioxins, are a group of unwanted by-products thatappear in trace quantities during various combustion and chlorine-compound formation processes. Due to the wide variety of sources

from which they arise, these aromatic halogenated compounds areomnipresent in the environment. Resistance to biological and chem-ical degradation combined with their lipophilic nature, mean thatthese compounds bioaccumulate and are biomagnified in the foodchain (Schecter et al., 2001), thus increasing the potential risk to hu-man health. Solid waste incineration plants play a substantial role inproducing these compounds (Quab et al., 2000, 2004). The scientificcommunity is increasingly considering the use of biomarkers as atool for evaluating population exposure to selected contaminants,given that they also facilitate the study of the potential effects on hu-man health that may be associated to this exposure (Angerer et al.,2007). Human exposure to PCDD/Fs has been evaluated mainly bymeasuring concentrations in the air, water, ground and in food prod-ucts. External exposure, however, can be considered only as an esti-mate of internal exposure doses to chemical agents (Greim et al.,1995).

Levels of compounds such as PCDD/Fs and PCBs in biological sam-ples from the general population living in proximity to waste incin-

0045-6535/$ - see front matter � 2009 Elsevier Ltd. All rights reserved.doi:10.1016/j.chemosphere.2009.04.061

* Corresponding author. Tel.: +34 680 611 078; fax: +34 94 6013393.E-mail addresses: [email protected] (M.B. Zubero), [email protected] (J.M.

Ibarluzea), [email protected] (J.J. Aurrekoetxea), [email protected] (J. Rivera),[email protected] (J. Parera), [email protected] (E. Abad), [email protected](F. Goñi), [email protected] (R. López), [email protected] (A. Etxeandia),[email protected] (C. Rodríguez), [email protected] (J.R.Sáenz).

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eration plants have been measured in previous investigations (Demlet al., 1996; Schuhmacher et al., 1999; Fierens et al., 2003; De Felipet al., 2008). These studies aim to respond to the concerns that havearisen in populations residing close to the facilities, by measuringblood PCDD/Fs levels prior to, or at the start of, plant activity andafter a period of time. In general, the monitoring of these populationshas showed no significant increases in levels of PCDD/Fs over time, orin relation to non-exposed populations (Evans et al., 2000; Gonzalezet al., 2000, 2001; Serra-Prat et al., 2004; Agramunt et al., 2005; Reiset al., 2007). In 2005, the Bilbao local government demanded, as aprerequisite to authorizing the start-up new urban waste treatmentplant, that a study be carried out to evaluate exposure to possiblecontaminants and changes over time.

The aims of this study are: (1) to evaluate the initial situation interms of exposure to the contaminants generated by an urbanwaste treatment plant, by analyzing subjects’ serum for PCDD/Fs,polychlorinated biphenyls (PCBs) with dioxin activity and the mostcommon PCBs, in order to trace any changes following plant start-up; (2) to analyze the existing relationship between exposure bio-markers and the main variables: sex, age and area of residence;and (3) to investigate the links between PCBs and other variablesof interest: social class, body mass index, parity, breastfeeding, to-bacco consumption and consumption of food products grown in lo-cal farms and kitchen gardens.

2. Methods

2.1. Population and sample

The target population for this investigation was determinedby the study aim, that of evaluating exposure of the general pop-

ulation to contaminants from a municipal solid urban wastetreatment plant among other possible sources of emission. Thetown of Alonsotegi (Zone E1) and a district of Bilbao (Altamir-a-Rekalde, Zone E2), both located less than 2 km from the plantand both in urban environments with high traffic density, wereconsidered exposed zones. The control areas, both out of thepath of the prevailing winds, were a district of Bilbao in an ur-ban environment with high traffic density (Santutxu-Zurbaran,Zone C1, 5 km from the plant) and a small town with minimalindustrial activity and low traffic density (Balmaseda, Zone C2,20 km from the plant). The target was to recruit 80 people perzone, 20 for each sex and age group (20–44 years and 45–69years). Using the local census, supplied by the town councils, asample of 120 people was obtained at random for each zone,comprised of 60 men and 60 women, with 60 subjects aged be-tween 20–44 years and another 60 between 45–69 years. A let-ter was sent to each of these 480 people, informing them of thestudy objectives. The recipients were then telephoned to invitethem to participate in the study. Ninety-eight subjects fromthe census list agreed to participate, with the main reasons forrefusal being the difficulty of arranging an appointment andthe necessity of providing a blood sample. To meet the targetnumber of subjects for the study, volunteers were then recruitedfrom the relevant districts or towns and as a last resort, fromamong patients without hepatic or renal pathologies attendingthe health centre for blood samples. The total number of partic-ipants to the study was 322 (Table 1). Exclusion criteria were:not having lived in the zone for at least 5 years’ duration, andbeing employed in incinerator plants, foundries or steelworks,thermal power plants or the paper bleaching industry, due topossible occupational exposure to PCDD/Fs. Serum samples weregrouped by sex and age to produce four pooled samples per

Table 1Description of the population sample in the four study zones. Frequencies and statistical significance.

Variable Zone p

E1 E2 C1 C2

All participants 82 80 79 81Source of the population sample Census 44 15 18 21 0.000

Volunteers 38 15 38 50Health centre 0 50 23 10

Age 20–44 40 40 39 40 0.99945–69 42 40 40 41

Sex Male 41 39 39 40 0.999Female 41 41 40 41

Parity No 16 13 17 11 0.444Yes 25 28 23 30

Breastfeeding Never 23 19 21 18 0.675Yes, at some point 18 22 19 23

Body mass No excess body weight, BMI < 25 34 35 36 34 0.840Overweight, BMI 25–29 32 30 34 31Obesity, BMI P 30 16 15 9 16

Level of education Primary School 35 47 23 34a 0.000Secondary School 28 19 21 31University degree 19 14 35 16

Work situation Active worker 51 49 50 52 0.000Unemployed worker 9 2 2 0Retired 14 11 12 7Student 1 3 4 1Home-maker 7 15 11 21

Social class I–II 10 8 28 8 0.000III 15 7 16 17IV 27 32 14 23V 30 33 21 33

Tobacco No 64 65 53 55 0.097Yes 18 15 26 26

Consumption of products grown on local farms or kitchen gardens No 38 68 76 52 0.000Yes 44 12 3 29

<1/week 19 8 1 16P1/week 25 4 2 13

a One person had no level of formal education, but knew how to read and write.

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zone, resulting in a total of 16 samples. Analysis of the mostcommon PCBs was also carried out individually on 283 subjects,with 39 having insufficient remaining serum.

2.2. Blood samples and laboratory analysis

Participants were requested to give a blood sample during earlyspring of 2006. A 20 ml blood sample was taken from all subjects,who were not required to fast beforehand, although it was recom-mended that they refrain from eating fatty foods the night before.Blood samples were taken using Vacutainers without anticoagu-lants and were immediately transferred to glass tubes for centri-fuge. In order to obtain serum, the blood was left to rest forapproximately 60–75 min at room temperature until blood clotsformed. The sample was centrifuged at 1500g for 15 min, then sep-arated using a Pasteur pipette, without touching the coagulate. Theserum was frozen at �20 �C, less than 90 min after being obtained.The samples were taken, processed, stored and transported underconditions established by reference laboratories (Patterson et al.,1991). Each serum sample was divided into two aliquots, one of4 ml for analysis of dioxins, furans, and dioxin-like PCBs, includingnon-ortho PCBs (77, 81, 126 and 169) and mono-ortho PCBs (105,114, 118, 123, 156, 157, 167 and 189) and another 1 ml aliquot foranalysis of the most common PCBs (28, 52, 101, 118, 138, 153 and180).

Prior to extraction, the sample was strengthened with a knownquantity of solution containing 13C12-PCDD/Fs (EPA-1613LCS, Wel-lington Laboratories Inc., Guelph, Canada) and 13C12-DL-PCBs (WP-LCS, Wellington Laboratories Inc., Guelph, Canada). Liquid–liquidextraction was then performed using petroleum ether and diethylether as a solvent. Liquid—solid adsorption chromatography wasapplied for purification and fractionation, using a Power-PrepTM

automated fluid management system (FMS Inc., Waltham, MA,USA) comprised of a multilayer silica column, a basic aluminiumcolumn and a PX-21 carbon column as adsorbents. Finally, the ex-tracts were analyzed using high-resolution gas chromatography inconjunction with high-resolution mass spectrometry (HRGC/HRMS). Analyses were carried out in a 6890 N Network GC Systemgas chromatograph (Agilent Technologies Inc., Palo Alto, CA, USA)with a DB-5 ms capillary column (60 m � 0.25 mm i.d. � 0.25 lmstationary phase) coupled to an Autospece Ultima NT high-resolu-tion mass spectrometer (EBE geometry) (Micromass, Manchester,UK) controlled by the MassLynx data system. The effluents derivedfrom the gas chromatograph were analyzed using a positive ionsource (EI+) operating in SIM mode at a resolution of 10 000. Theisotopic dilution method was used for quantification. Dioxin, furanand dioxin-like PCB levels are expressed in picograms per gram oflipid (pg g�1 lipid) and in the World Health Organization ToxicEquivalents (WHO-TEQs). The lipid content of the sample wasdetermined using enzymatic methods (Patterson et al., 1991).

The criteria followed by the IIQAB-CSIC (Institute of Chemicaland Environmental Investivacion of Barcelona-Spanish NationalResearch Council) Centre’s dioxins laboratory in Barcelona, toguarantee the quality of the obtained data, include applicationof quality control measures such as laboratory blanks and con-trol samples. A study of the laboratory blanks for the completeanalysis methodology showed that the studied analytes were be-low the detection threshold or were not detected, and onlytraces of the most chlorinated compounds were quantified. Otherinternal control measures and routine checks considered aspectssuch as the sensitivity and resolving power of the mass spec-trometer, adequate separation of compounds in the gas chro-matograph, appropriate ratios of known isotopes and sufficientrecovery rates.

The sum of dioxins, furans and dioxin-like PCBs will hereafterbe referred to as the total substances with dioxin activity (TSDA).

Analysis of the most common PCBs was carried out in the Gip-uzkoa public health laboratory in accordance with a previously de-scribed method (Goñi et al., 2007), basically consisting in:extraction in solid phase of 500 ll of serum on C18 extraction discsarranged on 96-well plates, followed by purification of the extractusing liquid–solid adsorption in silica/sulphuric acid columns thenconcentration to 50 lL in cyclohexane. Quantification was per-formed using an HP 5980 gas chromatograph (Agilent TechnologiesInc., Palo Alto, CA, USA) fitted with an electron capture detector(ECD), an automatic injector and a DB-XLB capillary column(30 m � 0.25 mm i.d. � 0.25 lm stationary phase). Confirmationwas carried out using an Agilent 6890 gas chromatograph withautomatic injector, DB-5MS capillary column (50 m � 0.25 mmi.d. � 0.25 lm stationary phase) and a quadruple HP 5973 massspectrometer in SIM mode with electron-impact ionization (EI+)and two ions per component. PCBs 46 and 143 were used as inter-nal standards in both chromatographs. In each set of samples twoblanks were included as well as a duplicate control serum sampleand duplicate NIST Standard Reference Material 1589a (NationalInstitute of Standards and Technology, Gaithersburg, MD, USA).The final results refer to the lipid content, determined enzymati-cally and expressed in ng g�1 lipid.

2.3. Study variables

All participants filled in a questionnaire designed to gather avariety of information including tobacco consumption and con-sumption of locally grown food products, the latter being classifiedas occasional, when consumption was less than once a week andfrequent, when once or more per week. The recorded socio-eco-nomic variables were education levels and social class, the latterbeing classified into five categories, I–V, from the so-called highestto lowest social class. The one anthropometric variable, body massindex (BMI), was categorized into three groups: BMI < 25, not over-weight; BMI 25–29.9, overweight; and BMI P 30, obese. Informa-tion was obtained with regard to parity and breastfeeding. Thethree sampling variables, age, sex and geographic location, werealso analyzed.

2.4. Statistical analysis

Given that pooled samples were used to measure dioxin, furanand dioxin-like PCB levels and the value obtained for each of theseis in fact the arithmetic mean of the individuals in the pool, themedians, arithmetic means and arithmetic standard deviationswere calculated. For the most common PCBs, medians, geometricmeans and geometric standard deviations were obtained, giventhat the logarithmic transformation of the variable approximatedit to normal distribution and reduced its variability. To subjectswith undetectable values, half the detection limit of the corre-sponding biomarker was assigned, before correction for lipids. Lev-els of PCBs 28, 52 and 101 are not described, since more than 95%of individuals displayed levels below the determination threshold.

PCDD/Fs and dioxin-like PCBs, being measured in 16 pooledsamples and not fitting a normal distribution, were analyzed usingnon-parametric tests. The null hypothesis was tested using theMann–Whitney U-test, when the means of a variable with two cat-egories, i.e. age or sex, were compared. When the variable to beanalyzed, such as zone, presented more than two categories, theKruskal–Wallis test was used. Student’s t-test or one-way analysisof variance (ANOVA) was used for analyzing PCBs. A multiple linearregression model was used to analyze the most common PCBs(138, 153 and 180). The model included the sampling variables,zone, age and sex; the remainder of the variables gathered in thequestionnaire was entered one by one using the parsimoniousmethod, including only those that were significantly associated

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with the dependent variable. The variance explained by the modelwas estimated using the determination coefficient, R2. Statisticalsignificance was set at a = 0.05. Statistical analysis was performedusing the statistics package SPSS version 14.0.

3. Results

Table 1 shows the composition and characteristics of the 322individuals who took part in the study, 159 men and 163 women.Eighty men resided in exposed zones and 79 in control areas,whilst 82 women lived in exposed zones and 81 in control areas.The highest participation rate from the census group was in zoneE1. No significant differences were observed in tobacco consump-

tion or body mass index related to area of residence. Educationand social class did, however, present significant differences, withlevels of both being higher in Zone C1 than in other areas. Locallygrown food products were consumed with greater frequency inzones E1 and C2.

Fig. 1 shows TSDA levels by zone, sex and age. Table 2 shows themean, median and minimum and maximum values for the concen-trations of the various congeners, the WHO-TEQ values, and thecontribution of each one to the total TSDA. Three congeners, PCB126, 12378-PeCDD and 23478-PeCDF, contributed 65.8% to theWHO-TEQ total for the TSDA and another three, 123678-HxCDD,2378-TCDD and PCB 156, contributed 12.3%. Other congeners,namely mono-ortho PCBs (118, 156, 167, 105, 189 and 114) and

0 1age

10,00

20,00

30,00

40,00

50,00

60,00

70,00

80,00

TSDA

0 1sex

10,00

20,00

30,00

40,00

50,00

60,00

70,00

80,00

TSDA

1 2 3 4zone

10,00

20,00

30,00

40,00

50,00

60,00

70,00

80,00

TSDA

Fig. 1. Boxplots of TSDA by zone (p > 0.05), sex (p > 0.05) and age group, 20–44 and 45–69 years (p < 0.05).

Table 2Levels of PCDD/Fs and dioxin-like PCBs (pg g�1 lipid) in serum, TEF (WHO), WHO-TEQ (pg g�1 lipid) values and contribution to the TSDA of the total PCDD/Fs and dioxin-like PCBcongeners (%). (N = 16 pooled serum samples from 322 individuals.)

Congener Mean Median Minimum Maximum TEF (WHO) WHO-TEQ Contribution to TSDA (%)

Dioxins2,3,7,8-TCDD 1.64 1.66 0.75 3.59 1 1.64 4.21,2,3,7,8-PeCDD 7.19 5.76 3.20 14.71 1 7.19 18.41,2,3,4,7,8-HxCDD 4.69 4.11 2.13 9.17 0.1 0.47 1.21,2,3,6,7,8-HxCDD 31.23 27.69 17.09 56.92 0.1 3.12 8.01,2,3,7,8,9-HxCDD 5.87 5.62 2.16 10.02 0.1 0.59 1.51,2,3,4,6,7,8-HpCDD 34.61 33.68 17.97 62.36 0.01 0.35 0.9OCDD 254.04 233.80 125.30 525.27 0.0001 0.03 0.1

Furans2,3,7,8-TCDF 1.69 1.48 0.72 2.67 0.1 0.17 0.41,2,3,7,8-PeCDF 1.98 1.75 0.79 3.63 0.05 0.1 0.32,3,4,7,8-PeCDF 13.67 12.85 6.84 23.31 0.5 6.84 17.51,2,3,4,7,8-HxCDF 7.88 7.11 4.71 11.79 0.1 0.79 2.01,2,3,6,7,8-HxCDF 7.25 6.99 4.10 13.04 0.1 0.73 1.92,3,4,6,7,8-HxCDF 5.64 5.29 2.30 11.81 0.1 0.56 1.41,2,3,7,8,9-HxCDF 6.72 6.45 3.14 12.47 0.1 0.67 1.71,2,3,4,6,7,8-HpCDF 12.06 10.65 1.98 26.80 0.01 0.12 0.31,2,3,4,7,8,9-HpCDF 8.91 6.44 2.26 20.50 0.01 0.09 0.2OCDF 11.93 11.28 2.00 28.07 0.0001 0 0.0

Mono-ortho PCBs105#PCB 1145.33 940.47 326.59 3137.56 0.0001 0.11 0.3114#PCB 357.39 302.69 90.30 927.90 0.0005 0.18 0.5118#PCB 6029.39 5537.01 1537.64 16024.25 0.0001 0.6 1.5123#PCB 184.61 96.82 26.44 731.57 0.0001 0.02 0.1156#PCB 3180.75 2307.44 1052.34 10618.93 0.0005 1.59 4.1157#PCB 716.51 469.23 208.11 1915.75 0.0005 0.36 0.9167#PCB 1288.34 1007.77 332.76 3941.15 0.00001 0.01 0.0189#PCB 2478.00 553.95 210.17 29348.89 0.0001 0.25 0.6

Non-ortho PCBs77#PCB 55.14 47.05 18.48 144.89 0.0001 0.01 0.081#PCB 5.80 4.87 2.09 12.63 0.0001 0 0.0126#PCB 116.64 96.08 34.96 269.28 0.1 11.66 29.9169#PCB 77.03 72.32 41.53 143.93 0.01 0.77 2.0


the dioxin OCDD, presented higher concentrations in serum how-ever despite this, their contribution to the total WHO-TEQ wasminimal, due to their low toxic equivalent factor (TEF).

Table 3 shows the medians, means and standard deviations forthe dioxins, furans, dioxin-like PCBs and TSDA, in serum. No statis-tically significant differences were observed for any of theseparameters in relation to geographic zone or sex. The mean valuefor dioxins was 13.38 pg WHO-TEQ g�1 lipid and for furans,10.06 pg WHO-TEQ g�1 lipid. The mean value for non-ortho PCBswas 12.44 pg WHO-TEQ g�1 lipid and for mono-ortho PCBs3.12 pg WHO-TEQ g�1 lipid. The older age group (45–69 years) dis-played higher levels of mono-ortho and dioxin-like PCBs (p < 0.05).For the TSDA, the mean value was 39.01 pg g�1 lipid. Those zones

considered to be exposed displayed higher TSDA levels than thecontrol areas, but these differences were not statistically signifi-cant. Women presented higher TSDA levels than men, differenceswhich, once again, were not statistically significant. An increasein TSDA levels was noted in the 45–69 age group (p < 0.05).

No detectable levels of PCBs 52 and 101 were found and justtwo individuals presented quantifiable levels of PCB 28, for whichreason this congener was not analyzed statistically. PCB 118 wasable to be quantified in 42.8% of the samples. Each of the mostcommon PCBs (138, 153 and 180), was quantified in 100% of thesampled individuals. Table 4 shows the medians, geometric meansand geometric standard deviations of PCBs 118, 138, 153 and 180individually, the sum of the most common PCBs (138, 153 and

Table 3Levels of PCDD/Fs and dioxin-like PCBs expressed as pg WHO-TEQ g�1 lipid, by study zone, sex and age. (N = 16 pooled serum samples from 322 individuals.)

Biomarker Zone Sex Age

pg WHO-TEQ g�1 lipid Total E1 E2 C1 C2 p Male Female p 20–44 45–69 pN = 16 N = 4 N = 4 N = 4 N = 4 N = 8 N = 8 N = 8 N = 8

PCDDs Median 11.56 13.59 15.69 11.56 10.28 0.405 11.11 12.66 0.328 11.68 11.56 0.721Meana 13.38 13.54 17.15 12.35 10.5 12.17 14.60 12.58 14.20SDb 5.39 5.08 7.48 5.25 1.26 5.20 5.64 5.15 5.84

PCDFs Median 9.45 10.69 11.59 9.70 8.50 0.326 8.72 9.98 0.234 9.09 9.70 0.442Mean 10.06 10.92 12.14 9.01 8.18 9.39 10.74 9.23 10.90SD 3.20 3.73 3.93 3.33 0.94 3.67 2.73 2.78 3.56

PCDD/Fs Median 21.02 24.29 27.28 21.27 18.79 0.362 20.19 22.65 0.328 20.77 21.27 0.505Mean 23.45 24.47 29.29 21.36 18.68 21.55 25.34 21.81 25.09SD 8.51 8.79 11.43 8.15 2.11 8.82 8.30 7.86 9.33

Non-ortho PCBs Median 10.39 11.98 12.47 9.75 10.77 0.846 10.77 9.92 0.878 9.18 14.52 0.000Mean 12.44 14.07 15.18 9.40 11.12 12.11 12.77 8.05 16.84SD 6.84 10.54 8.65 4.20 1.57 7.78 6.28 2.6 7.03

Mono-ortho PCBs Median 2.35 1.67 3.67 2.51 3.61 0.509 2.53 2.29 0.878 1.68 3.31 0.028Mean 3.12 2.02 3.76 2.21 4.51 3.48 2.77 2.08 4.17SD 2.23 1.30 2.24 0.82 3.39 2.80 1.57 1.44 2.46

Dioxin-like PCBs Median 13.81 13.65 16.69 12.26 15.07 0.792 14.69 13.80 1 11.00 18.49 0.000Mean 15.56 16.09 18.94 11.61 15.63 15.59 15.54 10.12 21.01SD 7.97 11.83 10.34 4.97 3.15 9.16 7.24 3.56 7.48

TSDA Median 35.25 37.93 43.48 36.08 34.01 0.589 36.95 34.38 0.959 33.37 39.49 0.038Mean 39.01 40.55 48.23 32.97 34.31 37.15 40.88 31.93 46.10SD 14.97 20.42 19.33 11.63 1.25 16.04 14.69 10.33 16.10

a Arithmetic mean.b SD = arithmetic standard deviation.

Table 4PCB levels expressed as ng g�1 lipid, by study zone, sex and age. N = 283 individuals.

Biomarker Zone Sex Age

> DLa Total E1 E2 C1 C2 p Male Female p 20–44 45–69 p

% n 283 64 70 77 72 135 148 145 138PCB 118 121 Median 7.70 7.67 7.33 7.58 8.06 7.96 7.53 6.48 16.32

42.8% G Meanb 10.15 10.64 10.37 9.76 9.94 0.854 10.23 10.07 0.836 6.88 15.27 <0.001GSDc 1.90 1.95 1.99 1.85 1.81 1.92 1.88 1.33 1.92

PCB 138 283 Median 66.17 63.65 57.14 73.84 75.67 72.56 64.34 42.94 95.76100% G Mean 64.11 61.99 59.48 63.12 72.26 0.226 66.45 62.06 0.331 43.86 95.55 <0.001

GSD 1.80 1.90 1.86 1.81 1.63 1.86 1.76 1.60 1.51PCB 153 283 Median 95.02 90.06 78.12 104.62 106.61 101.68 89.17 58.96 134.75

100% G Mean 87.83 84.99 80.30 85.83 101.16 0.160 93.26 83.17 0.132 58.56 134.49 <0.001GSD 1.89 2.02 1.96 1.90 1.69 1.94 1.85 1.69 1.55

PCB 180 283 Median 84.93 79.04 69.32 80.36 98.20 90.37 81.98 56.89 115.82100% G Mean 79.37 75.82 75.26 73.97 93.86 0.041 84.76 74.75 0.067 56.79 112.82 <0.001

GSD 1.78 1.92 1.78 1.78 1.61 1.81 1.75 1.67 1.50PCB 138 + 153 + 180 283 Median 253.29 237.21 219.96 269.12 275.23 269.87 234.70 159.83 352.79

100% G Mean 232.94 224.30 216.96 224.36 268.70 0.123 246.42 221.29 0.127 159.83 344.12 <0.001GSD 0.59 1.93 1.85 1.81 1.62 1.77 1.85 1.64 1.50

PCB 118 + 138 + 153 + 180 283 Median 262.44 243.10 226.71 280.23 284.75 281.25 246.31 167.06 363.85100% G Mean 244.40 236.31 228.34 235.40 280.02 0.146 258.02 232.60 0.136 167.54 361.38 <0.001

GSD 1.79 1.91 1.84 1.80 1.64 1.83 1.75 1.49 1.61

PCBs 52 and 101: undetectable; PCB 28: detected in only two individuals (0.7%).a DL = detection limit.b G Mean = geometric mean.c GSD = geometric standard deviation.


180) and the sum of the latter plus PCB 118. The means of the mostcommon PCBs were: PCB 138, 64.11 ng g�1 lipid; PCB 153,87.83 ng g�1 lipid; and PCB 180, 79.37 ng g�1 lipid. The mean ofthe sum of all three was 232.94 ng g�1 lipid. The mean for PCB118 was 10.15 ng g�1 lipid. No differences were observed betweenareas of residence with the exception of PCB 180, for which higherlevels were recorded in Zone C2 (p < 0.05). No significant differ-ences were observed with regard to sex. Levels of all the most com-mon PCBs increased significantly with age (p < 0.001).

The multiple regression model showed higher levels of PCB180 and the sum of the three most common PCBs (138, 153and 180) in Zone C2, the least urban of all zones, than in ZoneE1, after adjusting for confounders. Levels of PCB 180 were higherin men than in women. Social class showed a clear gradient forthe three PCBs, with the values being greater in the higher socialclasses (p < 0.05). Tobacco consumption raised values for PCBs153 and 180 individually, and for the sum of the three most com-mon PCBs. A significant gradient was observed in the relationshipbetween PCB 180 and BMI, with lower concentrations in the ob-ese group. Age was significantly associated with the three mostcommon PCBs, with levels increasing with age. Parity was notassociated with PCB levels. Breastfeeding did, however, reducethe level of the three most common PCBs. The variance explainedby these variables was between 53% and 58% (Table 5). None ofthe remaining variables gathered in the questionnaire, includingoccupation, was significantly associated with levels of the mostcommon PCBs.

4. Discussion

The results from the study show that there are no statisticallysignificant differences in levels of PCDD/Fs, dioxin-like PCBs orthe most common PCBs between the various zones included inthe investigation, independently of distance from the urbanwaste treatment plant, location in an urban or periurban envi-ronment or traffic density. The majority of studies publishedon the urban waste incineration plant environment (Demlet al., 1996; Evans et al., 2000; Gonzalez et al., 2000, 2001; Ser-ra-Prat et al., 2004; Reis et al., 2007) have shown no evidencethat PCDD/Fs levels in the population residing close to the facil-ities are greater than in the control populations, or that they in-crease over time.

The mean concentration of PCDD/Fs was higher in womenthan in men, although the differences were not significant. Simi-lar results have been observed by other authors (Deml et al.,1996; Schuhmacher et al., 1999; Reis et al., 2007). This could beexplained either by the presence of a greater proportion of adi-pose tissue in women or by higher consumption of these compo-nents in their diets, as has been suggested by Agramunt et al.(2005). Levels of dioxins, furans, dioxin-like PCBs and the mostcommon PCBs were significantly higher in the oldest age-groupin all cases, which is consistent with the fact that these are lipo-soluble substances that accumulate in the adipose tissue (Consoniet al., 2006; De Felip et al., 2008). The same relationship has beenobserved in previous studies (Deml et al., 1996; Evans et al.,2000; Gonzalez et al., 2000, 2001; Fierens et al., 2003; Serra-Pratet al., 2004; Agramunt et al., 2005; Reis et al., 2007). The contri-butions of the different dioxin and furan congeners to the TSDA inthis investigation was similar to that observed in other recentstudies (Jimenez et al., 1996; Fierens et al., 2003; Reis et al.,2007; De Felip et al., 2008).

In addition to the decreasing levels of PCDD/Fs over time in bio-logical samples from the general population in industrialized coun-tries (Wittsiepe et al., 2000), serum PCDD/F levels varysubstantially between countries and geographical areas (Table 6).The values in the present investigation are average or high com-pared to other studies. One possible explanation for this could bevariations in diet between different populations. In the BasqueCountry, for example, seafood consumption is high, at 40.46 gd�1 for white fish, 25.95 g d�1 for blue fish, 13.59 g g d�1 for shell-fish and crustaceans and 1.21 g d�1 for processed seafood (EuskoJaurlaritza-Basque Government, 2008). This food category, at 46%,is that which most contributes to total TSDA ingestion, followedby dairy products at 26% and meat at 16%. Mean PCDD/F and diox-in-like PCB consumption in the Basque Country is 2.6 WHO-TEQpg kg�1 of weight d�1 according to a comprehensive study of pop-ulation diet (Eusko Jaurlaritza-Basque Government, 2003).

With respect to dioxin-like PCBs, a study carried out in Madrid(Jimenez et al., 1996), analyzed non-ortho PCB levels (126, 169) in11 samples of individuals, obtaining mean values of 55.21 and30.26 pg g�1 lipid, respectively, resulting in a WHO-TEQ for PCBs126 and 169 of 7.03 pg WHO-TEQ g�1 lipid, a value lower than thatrecorded in this study for the same PCBs, which was 12.43 pgWHO-TEQ g�1 lipid. Levels of PCBs 126 and 169 in the presentinvestigation (116.64 and 77.03 pg g�1 lipid, respectively) were

Table 5Beta linear regression coefficients and 95% confidence intervals for the most common PCBs and the sum of all three, after logarithmic transformation. N = 283 individuals.

LnPCB 138 LnPCB 153 LnPCB 180 LnPCB 138+153+180

Model variables Beta 95% Cl Beta 95% CI Beta 95% CI Beta 95% CI

(Constant) 2.45 2.24–2.67 2.54 2.30–2.78 2.75 2.52–2.98 3.66 3.44–3.88Zone E2 0.03 �0.11–0.18 0.04 �0.11–0.19 0.07 �0.07–0.22 0.05 �0.09–0.19Zone C1 0.04 �0.10–0.19 0.03 �0.13–0.19 �0.02 �0.17–0.13 0.01 �0.13–0.16Zone C2 0.13 �0.01–0.26 0.14 �0.01–0.29 0.18 0.04–0.32 0.15 0.01–0.28Age (years) 0.03 0.03–0.04 0.04 0.03–0.04 0.03 0.03–0.04 0.03 0.03–0.04Sex (male/female) �0.04 �0.16–0.08 �0.01 �0.14–0.11 0.03 �0.09–0.16 �0.01 �0.13–0.11Social classes 1 and 2 0.20a 0.06–0.34 0.26b 0.11–0.41 0.16c 0.01–0.30 0.22d 0.08–0.36Social class 3 0.11 �0.02–0.25 0.16 0.02–0.31 0.11 �0.03–0.25 0.14 0.00–0.27Social class 4 0.10 �0.02–0.22 0.12 0.00–0.25 0.07 �0.06–0.19 0.11 �0.01–0.23Locally-grown foods 0.16 0.04–0.28 0.19 0.06–0.31 0.15 0.03–0.27 0.17 0.05–0.28Breastfeeding �0.16 �0.30 to �0.02 �0.17 �0.32 to �0.01 �0.15 �0.29–0.00 �0.16 �0.30 to �0.02Tobacco (yes/no) 0.12 0.00–0.24 0.12 0.01–0.24 0.12 0.01–0.23BMI 25–29 �0.04e �0.15–0.07BMI P 30 �0.20 �0.34 to �0.05Determination coefficient R2 = 0.576 R2 = 0.583 R2 = 0.532 R2 = 0.581

a p = 0.003.b p < 0.001.c p = 0.017.d p = 0.001.e p < 0.001.


also found to be higher than those recorded in studies in New Zea-land (30 and 20 pg g�1 lipid) (Bates et al., 2004) and Australia (18.6and 13.1 pg g�1 lipid) (Harden et al., 2004). This is also the case forthe results obtained by Päpke et al. (1996) in Germany for PCBs 77and 126: 16.1 and 80.3 pg g�1 lipid, respectively, vs. 55.14 and116.64 pg g�1 lipid in the present study.

Non-ortho PCB levels (77, 81, 126 and 169) observed in Belgium(Fierens et al., 2007) in a population residing close to an incineratorin a rural area, at 10.8 pg WHO-TEQ g�1 lipid, were also lower thanthose reported in our study (12.44 pg WHO-TEQ g�1 lipid). The val-ues for non-ortho PCBs (77, 81, 126 and 169) and mono-ortho PCBs(105, 114, 118, 123, 156, 157, 167 and 189) obtained by De Felipet al. (2008) in Tuscany, Italy, were 15.1 pg WHO-TEQ g�1 lipidin the Scarlino area, and 21.2 pg WHO-TEQ g�1 lipid in the Valpianaarea, values which are similar to or greater than the value for diox-in-like PCBs obtained in the present study: 15.56 pg WHO-TEQ g�1

lipid.The most common PCBs have also been described in proximity

to incineration facilities. Gonzalez et al. (2000) analyzed PCB levelsin 198 adults living close to (0–1.5 km) and at a distance from (3.5–4 km) a plant in the city of Mataro (Barcelona). In 1995, the meansfor the sum of PCBs 138, 153 and 180 were 1.82 lg L�1 and1.67 lg L�1 for close and distant residents, respectively, and in1997, two years after plant start-up, 2.06 lg L�1 and 1.94 lg L�1.The mean, without adjustment for lipids, of the sum of the samethree PCBs (138, 153 and 180) in the present investigation, is equal

to that reported for residents living distant from the incinerationfacility in the latter survey. The results obtained by De Felip et al.(2008), in two locations close to incineration plans in Tuscany(Italy) for the group of most common PCBs (28, 52, 101, 138, 153and 180) were similar to those obtained in the present investiga-tion for the sum of all detectable PCBs (118, 138, 153 and 180):240 ng g�1 lipid in the Scarlino zone and 300 ng g�1 lipid in theValpiana zone, compared to 244.40 ng g�1 lipid in this study. TheNorth-American monitoring program (Centers for Disease Controland CDC, 2005) reported a geometric mean of 78.9 ng g�1 lipidfor the sum of PCBs 138, 153, 158, 180, a value clearly lower thanthat found in the present study for PCBs 138, 153 and 180(232.94 ng g�1 lipid). Consumption of locally grown food productsand tobacco were associated with a significantly higher concentra-tion of the most common PCBs. Significantly higher values were re-corded for PCB 180 and for the sum of all three PCBs in the zonewith the least urban or industrial contamination, suggesting thatthe source of contamination is probably food. PCB 180 is inverselyassociated with BMI. The role played by BMI has not yet beenestablished and there is controversy with respect to the directionof its association (Moysich et al., 2002). There could be differencesin the metabolism of organochlorines in relation to BMI. On theother hand, BMI might affect the level of contaminants in theblood, as well as acting as a modifier of exposure to lipophilic sub-stances (Carreño et al., 2007). This investigation displayed signifi-cantly higher levels of the most common PCBs (138, 153 and

Table 6Studies of PCDD/Fs levels in serum of the general population, by year in which samples were taken.

First author Year ofpublication

Samplingyear

Location I-TEQ(pg g�1 lipidPCDD/Fs)

PCBs-DLa

(pg g�1 lipid)TSDAb

(pg g�1 lipid)PCBs-NDLc

(138–153–180 lg L�1)PCBs(pg g�1 lipid)

Wittsiepe 2000 1989 Germany 43.72000 1996/1998 Germany 20.7

Deml 1996 1993 Germany 17Jimenez 1996 1993 Madrid (Spain) 14.4 7.03Päpke 1996 1994 Germany 19.1Gonzalez 2000 1995 Near Mataro Incinerator (Spain) 13.5 1.82

Far from Mataro Incinerator 13.4 1.671997 Near Mataro Incinerator 16.7 2.06

Far from Mataro Incinerator 16.7 1.942001 1999 Near Mataro Incinerator 19.4 1.94

Far from Mataro Incinerator 19.2 1.77Far from Arenys de Mar Incinerator 20.0 2.18

Serra-Prat 2004 2002 Near Mataro Incinerator 15.8 1.48Far from Mataro Incinerator 20.2 1.53Far from Arenys de Mar Incinerator 17.9 1.66

Bates 2004 1996/1997 New Zealand 12.8d 19.7d 6.86d, e

Schuhmacher 1999 1997 Tarragona (Spain) 27Reis 2007 1999 Lisbon (Portugal) 16.5d

2007 2002 Madeira 11d

Fierens 2003 ? Rural area (Belgium) 38d 10d 49d

Industrial area 24d 5.8d 31d

2007 ? Valonia rural zone 37.9d 10.8d 49d

Valonia industrial zone 24.1d 6.4d 30.6d

Agramunt 2005 1998 Tarragona (Spain) 27.02002 Tarragona 15.7

Evans 2000 f Study Area Missouri (USA) 11.8g Study Area Missouri 8.21f Comparison Area Missouri 10.82g Comparison Area Missouri 9.05

Harden 2004 2003 Australia 6.9d 4.1d 11d

De Felip 2008 2005/2006 Valpiana (Italy) 9.3d 21.2d 30d

Scarlino 8.6d 15.1d 24d

Present study 2009 2006 Biskay (Spain) 23.4d 15.56d 39.01d

a PCBs-DL: dioxin-like PCBs.b TSDA: total substances with dioxin activity.c PCBs-NDL: most common non-dioxin-like PCBs.d pg WHO-TEQ g�1 lipid.e PCBs: 126, 169, 74, 118, 153, 138 + 158, 187, 180, 170 and 194.f Prior to incineration.g After eleven months’ incineration.


180) in the higher social classes. Levels of the same three PCBswere significantly lower in women who had breastfed comparedto those who had not, as has been reported consistently in the lit-erature (Schecter et al., 1996; Milbrath et al., 2009).

The procedure used in this study for determination of PCDD/Fsand dioxin-like PCBs is that of grouping blood samples, a limitationof which is that individual results are not available. In the light ofthe high cost of analysis, this procedure is standard practice in thepublic health arena for providing useful information on the levelsof such substances in a rapid, efficient manner (Gonzalez et al.,2001; Serra-Prat et al., 2004). The number of pooled samples, atonly 16, was very low for obtaining statistical significance. Signif-icant differences were nevertheless observed for dioxin-like PCBswith regard to age, as was also the case for PCBs when analyzedin individual samples. A larger sample size would make it possibleto detect other, lesser differences as statistically significant. How-ever, perhaps the greatest problem lies in the fact that levels ofPCDD/Fs and dioxin-like PCBs could not be adjusted for confound-ers. The differing degrees of participation observed in the variousstudy areas might have led to differences in the composition ofthe sample, with greater initial collaboration in zone E1. It is, how-ever, the opinion of the authors that the relative proportions of vol-unteers versus patients chosen at random has not affected thevalidity of the results, as no substantial differences were observedbetween zones E1 and E2, which had the highest and lowest partic-ipation rates, respectively.

This investigation presents the levels of PCDD/Fs, dioxin-likePCBs and the most common PCBs in the first cross-section of vari-ous subpopulations in the metropolitan area of Bilbao, analyzingtheir association with the main variables of interest. The studycharacteristics mean that it will be necessary to quantify the levelsof these substances again at some point in the future in order toevaluate the possible impact of the plant over time.

Acknowledgements

The authors would like to thank Zabalgarbi S.A., the companyowning the municipal solid urban waste treatment plant, withoutwhose collaboration it would not have been possible to carry outthis study, and the Osakidetza Basque Health Service, for havingfacilitated access to health centres. They would also like to expressthanks for the help received from the technical personnel from thevarious institutions involved, the nurse who took the blood sam-ples, Nekane Pérez de Nanclares, and especially to all the partici-pants who kindly agreed to take part in this study.

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http://www.sanita.lombardia.it/prevenzione


3. PLAGUICIDAS ORGANOCLORADOS EN POBLACIÓN GENERAL ADULTA DE BIZKAIA. Gaceta Sanitaria 2010.

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Original

Plaguicidas organoclorados en poblacion general adulta de Bizkaia

Miren Begona Zubero a,�, Juan Jose Aurrekoetxea a,b, Jesus M. Ibarluzea b,c, Fernando Goni c,d,Raul Lopez d, Arsenio Etxeandia d, Carlos Rodrıguez a y Jose Ramon Saenz a

a Departamento de Medicina Preventiva y Salud Publica, Universidad del Paıs Vasco, Leioa, Bizkaia, Espanab Subdireccion de Salud Publica, Departamento de Sanidad, Gobierno Vasco, San Sebastian, Espanac CIBER de Epidemiologıa y Salud Publica, Espanad Laboratorio de Salud Publica, Departamento de Sanidad, Gobierno Vasco, San Sebastian, Espana

I N F O R M A C I O N D E L A R T I C U L O

Historia del artıculo:

Recibido el 3 de octubre de 2009

Aceptado el 3 de marzo de 2010

Palabras clave:

Sangre

Plaguicidas

Hidrocarburos clorados

Poblacion general

Exposicion ambiental

R E S U M E N

Objetivo: Determinar y analizar las concentraciones de siete plaguicidas organoclorados; hexacloroben-ceno (HCB), beta-hexaclorociclohexano (b-HCH), gamma-hexaclorociclohexano (g-HCH), heptacloroepoxido, beta-endosulfan, diclorodifenildicloroetileno (p,p0-DDE) y diclorodifeniltricloroetano (p,p0-DDT)en suero de adultos de cuatro zonas de Bizkaia no expuestos a fuentes conocidas de plaguicidas.

Metodo: Se analizaron 283 muestras individuales de voluntarios captados a partir del censo. Se lesentrevisto utilizando un cuestionario con variables sociodemograficas y de consumo. Se analizaron losdatos utilizando la ji al cuadrado para variables discretas, y el analisis de varianza y un modelo de regresionlineal multiple para las variables continuas.

Resultados: El p,p0-DDE fue detectado en el 100% de los individuos (media: 191,43 ng/g lıpido), mientrasque el 31% mostro valores detectables de p,p0-DDT (media: 18,9 ng/g lıpido). Un 96,5% de losindividuos presentaban valores detectables de HCB (media: 78,56 ng/g lıpido); el 90,4% b-HCH (media:42,78 ng/g lıpido) y un 3,5% g-HCH. No se detecto heptacloro epoxido ni beta-endosulfan. En el modelo deregresion, el incremento de la edad aumentaba los valores de todos los plaguicidas (po0,05). No seobservaron diferencias significativas por zona de residencia, excepto para el HCB y el p,p0-DDE. Las mujerespresentaron valores significativamente mas altos de HCB y de b-HCH (po0,001). El ındice de masacorporal mostro un gradiente positivo significativo con el HCB y el b-HCH (po0,05). No se observoasociacion entre los plaguicidas y otras variables, lactancia, ocupacion o clase social.

Conclusiones: Los resultados indican que la poblacion general adulta de Bizkaia ha estado y esta expuesta aplaguicidas organoclorados. Sin embargo, sus valores se encuentran dentro del intervalo observado porotros autores.

& 2009 SESPAS. Publicado por Elsevier Espana, S.L. Todos los derechos reservados.

Organochlorine pesticides in the general adult population of Biscay (Spain)

Keywords:

Blood

Pesticides

Chlorinated hydrocarbons

Urban population

Environmental exposure

A B S T R A C T

Objective: To identify and analyze levels of seven organochlorine pesticides [hexachlorobenzene (HCB),beta-hexachlorocyclohexane (b-HCH), gamma-hexachlorocyclohexane (g-HCH), heptachlor epoxide,beta-endosulfan, dichlorodiphenyldichloroethylene (p,p0-DDE) and dichlorodiphenyltrichloroethane(p,p0-DDT)] in the serum of adults of four areas of Biscay (Spain) not exposed to known sources of pesticides.

Method: We analyzed 283 individual samples from volunteers recruited from the census. The volunteerswere interviewed using a questionnaire with items on demographic variables and consumption. Data wereanalyzed using the chi-square test for discrete variables and analysis of variance and multiple linearregression models for continuous variables.

Results: We detected p,p0-DDE in 100% of the volunteers (mean: 191.43 ng/g lipid), while 31% had detectablelevels of p,p0-DDT (mean: 18.9 ng/g lipid). Detectable levels of HCB were found in 96.5% of the volunteers(mean: 78.56 ng/g lipid), b-HCH in 90.4% (mean: 42.78 ng/g lipid) and g-HCH in 3.5%. Heptachlor epoxideand beta-endosulfan were not detected. In the regression model higher levels of all pesticides were foundwith increasing age (po0.05). There were no significant differences by area of residence, except for HCB andp,p0-DDE. Women had significantly higher levels of HCB and b-HCH (po0.001). Body mass index showed asignificant positive gradient in HCB and b-HCH (po0.05). There was no association between pesticides andother variables, breast feeding, occupation or social class.

Conclusions: These results indicate that the general adult population of Biscay has been and is exposed toorganochlorine pesticides. However, their levels are within the range observed by other authors.

& 2009 SESPAS. Published by Elsevier Espana, S.L. All rights reserved.

Introduccion

Los plaguicidas son sustancias utilizadas en diversos ambitos,principalmente en la agricultura, por su efecto toxico sobre

diferentes organismos. Los plaguicidas organoclorados sonsustancias liposolubles que atraviesan la barrera hematoencefa-lica y se distinguen principalmente por su neurotoxicidad. LaAgencia Internacional para la Investigacion sobre el Cancerclasifica los plaguicidas organoclorados mas frecuentes en elgrupo 2B1. Los plaguicidas organoclorados se incluyen dentro delgrupo de los compuestos organicos persistentes, dado que suresistencia a la degradacion biologica y quımica, ası como su

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0213-9111/$ - see front matter & 2009 SESPAS. Publicado por Elsevier Espana, S.L. Todos los derechos reservados.

doi:10.1016/j.gaceta.2010.03.006

� Autor para correspondencia.

Correo electronico: [email protected] (M.B. Zubero).

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Como citar este artıculo: Zubero MB, et al. Plaguicidas organoclorados en poblacion general adulta de Bizkaia. Gac Sanit. 2010.doi:10.1016/j.gaceta.2010.03.006

dx.doi.org/10.1016/j.gaceta.2010.03.006



liposolubilidad, hacen que se bioacumulen y se biomagnifiquen atraves de la cadena alimentaria, aumentando ası el posible riesgopara la salud humana. Estas sustancias se encuentranampliamente distribuidas en el medio ambiente, y su presenciaes habitual en los tejidos de los seres humanos. La preocupacionsobre la toxicidad de estos compuestos llevo al desarrollodel Convenio de Estocolmo, cuyo principal fin es proteger lasalud y el medio ambiente reduciendo la exposicion a este tipode compuestos quımicos2. Debido a su alta persistencia,su resistencia a la degradacion y su liposolubilidad, es viableel estudio de estos compuestos en los tejidos grasos, en sueroy en leche materna3. Las muestras de suero tienen la ventaja depoder tomarse en cualquier individuo, aunque la cantidad degrasa que contienen sea menor que las de otras matricesbiologicas.

En Espana, el uso de plaguicidas organoclorados se restringiofuertemente en la decada de 1970. A pesar de ello, hoy todavıapersisten en el ambiente y en los tejidos humanos4,5. Exceptuandoa los individuos laboralmente expuestos, sea en la fabricacion o enla aplicacion de los plaguicidas, la fuente principal de exposicion aestos compuestos se produce a traves de la dieta6.

El Departamento de Sanidad del Gobierno Vasco realizo medicio-nes de residuos de plaguicidas en los alimentos en el periodo de1990–1995. La ingesta con los alimentos fue muy baja y representoen todos los casos porcentajes inferiores al 7% de las correspondientesingestas diarias tolerables7. No hay estudios que muestren lasconcentraciones de plaguicidas organoclorados en la poblacion deBizkaia, provincia que en el pasado conto con una importanteimplantacion industrial y actualmente muestra un gran desarrollo delas empresas de servicios. La puesta en marcha de una planta devalorizacion energetica de residuos solidos urbanos en Bilbao supusouna oportunidad para evaluar la exposicion a determinados conta-minantes en la poblacion proxima y alejada de dicha planta. Ademasde determinar metales pesados8, dioxinas y policlorobifenilos (PCB)9

se cuantificaron, por razon de oportunidad, los plaguicidas organoclo-rados en suero. El objetivo de este estudio era conocer el grado deimpregnacion a los plaguicidas organoclorados en poblacion generalurbana adulta no expuesta laboralmente; analizar la relacionexistente entre los biomarcadores de exposicion y las variables sexo,edad y zona de residencia; y analizar la asociacion entre losplaguicidas organoclorados y otras variables de interes, comolactancia materna, ocupacion, clase social, ındice de masa corporal,consumo de tabaco o consumo de productos de huerta y granjalocales.

Metodos

Poblacion y muestra

La poblacion objetivo del estudio estuvo condicionada por elinteres de evaluar la exposicion de la poblacion general a loscontaminantes procedentes de una planta de valorizacion ener-getica de residuos solidos urbanos, entre otras posibles fuentes deemision. Se estudiaron tres zonas del area metropolitana de Bilbao(el municipio de Alonsotegi [zona A] y dos barrios de Bilbao[Rekalde, zona B, y Santutxu, zona C]) ubicadas en un entornourbano con alta densidad de trafico, dos de ellas a menos de 1 kmde la zona industrial y de la planta de valorizacion energetica, yuna cuarta zona, correspondiente a un pequeno municipio conescasa actividad industrial y baja densidad de trafico (Balmaseda,zona D). Se establecio como objetivo captar para el estudio a80 personas por zona, 20 por cada grupo de sexo y edad(20 a 44 anos y 45 a 69 anos). A partir del censo municipalcedido por los ayuntamientos implicados se obtuvo una muestrade 120 personas de cada zona, 60 hombres y 60 mujeres, de forma

que a su vez 60 individuos tuvieran entre 20 y 44 anos y otros60 entre 45 y 69 anos. Se remitio una carta a estas 480 personasinformando de los objetivos del estudio. Posteriormente se lestelefoneo invitandoles a participar. Aceptaron participar98 sujetos procedentes del censo municipal; los principalesmotivos de rechazo fueron la dificultad de concertar una cita yla necesidad de aportar una muestra de sangre. Para completar elnumero de individuos objetivo del estudio se recurrio avoluntarios del barrio o municipio, y por ultimo a pacientes sinenfermedades hepaticas o renales que acudıan al centro desalud para la extraccion de sangre. Todos los participantesfirmaron un documento otorgando su consentimiento para formarparte del estudio. El total de participantes fue de 322 personas.Las concentraciones sericas de plaguicidas organoclorados sedeterminaron en 283 individuos, pues no quedo suero remanentesuficiente en los otros 39 sujetos.

Toma de muestras y analisis de laboratorio

A todos los participantes se les extrajo 10 ml de sangre. No seexigio acudir en ayunas, aunque se recomendo evitar la ingestionde grasas la noche anterior. Las extracciones se realizaron conVacutainers sin anticoagulante y se transfirieron inmediatamentea un tubo de vidrio para centrıfuga. Para obtener el suero se dejoreposar la sangre aproximadamente 60 a 75 min a temperaturaambiente, hasta que se formo el coagulo. Se centrifugo la muestraa 1.500 g durante 15 min. La separacion del suero se realizo conuna pipeta Pasteur sin tocar el coagulo. Las muestras secongelaron a �20 1C antes de transcurrir 90 min tras suobtencion. Las muestras fueron tomadas, tratadas, almacenadasy transportadas en las condiciones establecidas por los laborato-rios de referencia10. Se determinaron las concentracionesde siete plaguicidas organoclorados: hexaclorobenceno(HCB), beta-hexaclorociclohexano (b-HCH), gamma-hexacloroci-clohexano (g-HCH), heptacloro epoxido, beta-endosulfan, diclo-rodifenildicloroetileno (p,p0-DDE) y diclorodifeniltricloroetano(p,p0-DDT).

El analisis se realizo en el Laboratorio de Salud Publica delDepartamento de Sanidad del Gobierno Vasco, siguiendo unmetodo previamente descrito11: extraccion en fase solida de500 ml de suero sobre discos C18, purificacion por adsorcionsobre columnas de sılice/acido sulfurico, cuantificacion porcromatografıa de gases con detector de captura de electrones yconfirmacion por cromatografıa de gases con detector deespectrometrıa de masas. En cada lote de muestras se incluıandos blancos ademas de un duplicado de un suero control y unduplicado del NIST Standard Referente Material 1589a(Nacional Institute of Standards and Technology, Gaithers-burg, MD, USA). Los resultados finales se refirieron alcontenido en lıpidos, determinado enzimaticamente, y seexpresaron en nanogramos de compuesto por gramo de lıpido(ng/g de lıpido).

Variables de estudio

A todos los participantes se les realizo una entrevista en la cualse recogio, mediante cuestionario, informacion de las tres variablesde muestreo (edad, sexo y zona geografica de residencia), sobrevariables antropometricas y socioeconomicas (nivel de estudios yocupacion, utilizando para ello la Clasificacion Nacional deActividades Economicas [CNAE-93] y la de Ocupaciones[CNO-94], la clase social, con cinco categorıas a partir de laocupacion y el nivel de studios12, correspondiendo la categorıa I ala clase social mas alta y la V a la clase social mas baja), el ındice demasa corporal (IMC) categorizado en tres grupos (IMCo25: sin

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exceso ponderal; IMC 25 a 29,9: sobrepeso; e IMCZ30 obesidad),historia reproductiva y de lactancia en las madres, consumo detabaco y consumo de alimentos de granja o huerta locales, y sufrecuencia. Todos los individuos fueron encuestados por la mismapersona, para evitar el sesgo del entrevistador.

Analisis estadıstico

Se obtuvieron medianas, medias geometricas y sus intervalosde confianza del 95% (IC95%), dado que la transformacionlogarıtmica de la variable la aproximaba a la distribucion normaly reducıa su variabilidad. A los sujetos con valores no detectablesde plaguicidas organoclorados se les asigno la mitad del lımite dedeteccion del biomarcador correspondiente, antes de su correc-cion por lıpidos. Se utilizo como contraste de hipotesis paravariables cualitativas la prueba de ji al cuadrado (w2). Lasdiferencias de medias de una variable con dos categorıas, edad osexo, se contrastaron mediante la prueba de la t de Student.Cuando la variable a analizar presentaba mas de dos categorıas yse trataba de una variable ordinal, se utilizo el analisis de lavarianza contrastando su gradiente lineal. Se calculo el coeficientede correlacion de Pearson entre los plaguicidas para valorar elgrado de asociacion entre ellos. Para evaluar que variables seasociaban con los plaguicidas organoclorados de manera signifi-cativa e independiente se utilizo un modelo de regresion linealmultiple. En el modelo se incluyeron las variables del muestreo,zona, edad y sexo, y se introdujeron por el metodo parsimoniosoel resto de las variables recogidas en el cuestionario, una a una,incluyendo en el modelo final solo las que se asociabansignificativamente con la variable dependiente, obteniendo asılos coeficientes ajustados por las variables del modelo. Sedescartaron interacciones. La edad se introdujo en el modelocomo variable continua, una vez comprobada su asociacion lineal.Se estimo la varianza explicada por el modelo mediante elcoeficiente de determinacion, R2. No se analizaron estadıstica-mente los plaguicidas con menos de un 10% de muestras convalores por encima del lımite de deteccion, dado que en esavariable el denominador, el colesterol total, marcarıa la variacion.Se establecio un nivel de significacion a de 0,05. El analisisestadıstico se realizo mediante el paquete estadıstico SPSS version16.0.

Resultados

La tabla 1 describe las caracterısticas de los 283 individuos queformaron parte del estudio. Cerca del 30% de ellos fueron captadosa partir del censo municipal, un 46% lo fueron en el municipio obarrio, y fue necesario captar al 24% restante en el propio centrode salud para completar el tamano establecido de la muestra. Latabla 2 muestra los individuos que presentaron valoresdetectables de plaguicidas en relacion con el sexo y la edad. Nose incluyen en la tabla el p,p0-DDE, porque todos los individuospresentaron valores cuantificables, ni el heptacloro epoxido y el

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Tabla 1Descripcion de la muestra

N (%)

Total 283

Participacion

Censo municipal 83 (29,3)

Captacion social 131 (46,3)

Captacion en centro de salud 69 (24,4)

Sexo

Mujer 148 (52,3)

Hombre 135 (47,7)

Edad

20–44 anos 144 (50,9)

45–69 anos 139 (49,1)

Masa corporal

Sin exceso ponderal, IMCo25 125 (44,2)

Sobrepeso, IMC 25–29 112 (39,6)

Obesidad, IMCZ30 46 (16,2)

Estudios

Primarios 112 (39,6)

Secundarios 92 (32,5)

Universitarios 79 (27,9)

Actividad laboral

Trabajador en activo 181 (63,9)

Trabajador en paro 9 (3,2)

Jubilado 37 (13,1)

Estudiante 8 (2,8)

Ama de casa 48 (17,0)

Clase social

I 33 (11,7)

II 29 (10,2)

III 59 (20,8)

IV 95 (33,6)

V 67 (23,7)

Tabaco

No 210 (74,2)

Sı 73 (25,8)

Consumo productos locales, granja o huerta

No 211 (74,6)

Sı 72 (25,4)

IMC: ındice de masa corporal.

Tabla 2Muestras que presentaron valores detectables de plaguicidas segun sexo y grupo de edad

HCB b-HCH g-HCH p,p0-DDT

noLD n4LD (%)a p noLD N4LD (%)a p noLD n4LD (%)a p noLD n4LD (%)a p

Total 10 273 (96,5%) 27 256 (90,4%) 273 10 (3,5%) 195 88 (31,0%)

Sexo

Mujer 1 147 (99,3%) 0,006 7 141 (95,3%) 0,004 147 1 (0,7%) 0,006 104 44 (29,7%) 0,603

Hombre 9 126 (93,3%) 20 115 (85,2%) 126 9 (6,6%) 91 44 (32,6%)

Edad

20–44 anos 9 135 (93,7%) 0,012 25 119 (82,6%) o0,001 139 5 (3,5%) 0,955 120 24 (16,7%) o0,001

45–69 anos 1 138 (99,3%) 2 137 (98,5%) 134 5 (3,6%) 75 64 (46,0%)

HCB: Hexaclorobenceno; b-HCH: beta-hexaclorociclohexano; g-HCH: gamma-hexaclorociclohexano; p,p0-DDT: diclorodifenildicloroetileno; LD: lımite de deteccion.a Porcentaje de muestras por encima del lımite de deteccion. El 100% de las muestras mostraron valores cuantificables de p,p0-DDE. No se observaron valores

cuantificables de heptacloro epoxido ni beta-endosulfan.

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beta-endosulfan, porque estos dos plaguicidas no se detectaron enningun individuo. El HCB y el b-HCH se detectaron en un altoporcentaje de los sujetos, mientras que el g-HCH o lindano seobservo solamente en un 3,5%. El p,p0-DDT fue detectado en un31%. El HCB y el b-HCH se detectaban con mas frecuencia en lasmujeres, mientras que el lindano se cuantifico con mas frecuenciaen los hombres. El HCB, el b-HCH y el p,p0-DDT se cuantificaroncon mas frecuencia en los individuos del grupo de 45–69 anosde edad.

La tabla 3 muestra las medias geometricas de los plaguicidasorganoclorados con mas del 10% de valores detectables, HCB,b-HCH, p-p0DDT y p-p0-DDE, ası como de la razon p-p0DDT/p-p0-DDE. Las mujeres presentaron valores medios significativamentemas elevados de HCB y b-HCH que los hombres. Se observo ungradiente significativo de HCB, b-HCH y p-p0-DDE en relacion conla edad, con concentraciones mas altas en los mayores. El p-p0DDTno mostraba un gradiente significativo. En el cociente DDT/DDE, elgradiente fue inverso, con valores mas altos en los jovenes.

Los coeficientes de correlacion entre plaguicidas mostraronvalores comprendidos entre r¼0,22, para HCB y p,p0-DDT, yr¼0,85, para HCB y b-HCH, todos ellos significativos (tabla 4). Elmodelo de regresion lineal multiple del HCB (tabla 5) mostro valoressignificativamente mas elevados en el municipio de Balmaseda, elmas alejado del area metropolitana de Bilbao, ası como un valor masalto en las mujeres respecto a los hombres y un incrementosignificativo con la edad y con el IMC. En el modelo del b-HCH, la

edad, el sexo y el IMC se asociaron significativamente al plaguicida.En el modelo p,p0-DDT solamente la edad se mostrosignificativamente asociada. El modelo de regresion del p,p0-DDEmostro asociacion con la edad y valores significativamente mas altosen el barrio de Santutxu de Bilbao. La introduccion de los otrosplaguicidas mejoro la capacidad predictiva de los modelos. Laocupacion, la clase social, la lactancia de las madres a sus hijos, elconsumo de tabaco y el consumo de productos de huerta local no seasociaron significativamente con ninguno de los plaguicidas en losmodelos de regresion multiple. Ninguna persona, no obstante,trabajaba en la agricultura.

Discusion

Este estudio muestra valores de compuestos plaguicidasorganoclorados en la poblacion general de Bizkaia no expuestaen su trabajo a plaguicidas. El problema de la contaminacion porestos compuestos esta lejos de ser resuelto. En todos losindividuos del estudio se encontro algun residuo de plaguicidaorganoclorado en suero. El p,p0-DDE, principal metabolito delp,p0-DDT, se encontro en el 100% de los individuos, mientras queel p,p0-DDT se detectaba en el 31% de la muestra. El HCB y el b-HCH se cuantificaron en mas del 90% de los individuos. El g-HCH olindano se encontraba en un 3,5% de la muestra, y el beta-endosulfan y el heptacloro epoxido, metabolito mas persistentedel heptacloro, no fueron detectables.

La tabla 6 recoge los resultados de otras determinaciones deplaguicidas organoclorados realizadas en muestras de suero ograsa de poblacion general, no expuesta a fuentes especıficas, ypermite comparar los valores de este estudio con los de otraslocalizaciones. Se observa que, para la mayorıa de los plaguicidas,los valores de nuestro estudio se encontraron por debajo de losreferidos por autores de nuestro entorno, Andalucıa, Canarias oPortugal, mientras que mostraron valores mas altos respecto apaıses alejados como Estados Unidos, Japon o Nueva Zelanda, y enEuropa respecto a Suecia o Gran Bretana; salvo en el caso delp,p0-DDE, que en nuestro estudio mostro valores inferiores a los

ARTICLE IN PRESS

Tabla 5

Influencia de las diferentes variables en el logaritmo de la concentracion de HCB, b-HCH, p,p0-DDE y p,p0-DDT. Modelo de regresion lineal multiple. Modelo de regresion (a)

sin incluir los plaguicidas y (b) tras la introduccion de los plaguicidas estadısticamente asociados (N¼283)

HCB b-HCH p,p0-DDT p,p0-DDE

Variables del modelo b (IC95%) b (IC95%) b (IC95%) b (IC95%)

a) Constante 2,26 (1,92 a 2,60) 1,79 (1,50 a 2,09) 2,78 (2,53 a 3,02) 3,59 (3,19 a 3,99)

Zona B, Alonsotegi 0,09 (�0,15 a 0,34) 0,09 (�0,13 a 0,30) �0,07 (�0,24 a 0,11) 0,13 (�0,15 a 0,41)

Zona C, Rekalde 0,14 (�0,10 a 0,37) 0,07 (�0,14 a 0,28) �0,07 (�0,25 a 0,10) 0,29 (0,02 a 0,57)

Zona D, Balmaseda 0,38 (0,14 a 0,62) �0,15 (�0,36 a 0,07) �0,09 (�0,27 a 0,09) 0,17 (�0,11 a 0,45)

Sexo (hombre/mujer) �0,85 (�1,03 a �0,68) �0,48 (�0,63 a �0,33) �0,02 (�0,14 a 0,10) �0,07 (�0,27 a 0,12)

Edad (anos) 0,05 (0,04 a 0,05) 0,04 (0,04 a 0,05) 0,01 (0,00 a 0,01) 0,03 (0,03 a 0,04)

IMC 25–29 0,26 (0,06 a 0,45) 0,24 (0,07 a 0,42)

IMC Z30 0,52 (0,27 a 0,77) 0,41 (0,19 a 0,63)

Coeficiente de determinacion R2¼0,577 R2

¼0,547 R2¼0,020 R2

¼0,244

b) Constante 0,71 (0,43 a 1,99) �0,30 (�0,64 a 0,05) 1,57 (1,25 a 1,89) 1,15 (0,60 a 1,70)

Zona B, Alonsotegi 0,06 (�0,11 a 0,22) 0,01 (�0,13 a 0,15) �0,12 (�0,27 a 0,04) 0,17 (�0,06 a 0,41)

Zona C, Rekalde 0,07 (�0,09 a 0,23) �0,03 (�0,17 a 0,11) �0,16 (�0,31 a �0,01) 0,32 (0,09 a 0,55)

Zona D, Balmaseda 0,50 (0,34 a 0,67) �0,38 (�0,52 a �0,24) �0,12 (�0,27 a 0,04) 0,28 (0,04 a 0,51)

Sexo (hombre/mujer) �0,42 (�0,54 a �0,30) 0,06 (�0,05 a 0,17) 0,05 (�0,06 a 0,16) 0,10 (�0,07 a 0,27)

Edad (anos) 0,01 (0,00 a 0,15) 0,01 (0,01 a 0,02) �0,01 (�0,02 a 0,00) 0,01 (0,01 a 0,02)

Ln HCB – 0,61 (0,54 a 0,68)

Ln b-HCH 0,85 (0,76 a 0,93) – 0,12 (0,03 a 0,21) 0,35 (0,21 a 0,48)

Ln p,p0-DDT 0,16 (0,05 a 0,27) – 0,64 (0,48 a 0,80)

Ln p,p0-DDE 0,08 (0,01 a 0,15) 0,28 (0,21 a 0,35) –

Coeficiente de determinacion R2¼0,806 R2

¼0,807 R2¼0,279 R2

¼0,489

b: coeficiente de regresion; b-HCH: beta-hexaclorociclohexano; HCB: hexaclorobenceno; IC95%: intervalo de confianza del 95%; IMC: indice de masa corporal; p,p0-DDT:

diclorodifenildicloroetileno; p,p0-DDE: diclorodifenildicloroetileno.

Tabla 4Coeficientes de correlacion de Pearson entre los logaritmos de los cuatro

plaguicidas organoclorados mas frecuentemente detectados (N¼283)

Ln HCB Ln b-HCH Ln p,p0-DDE Ln p,p0-DDT

Ln HCB 1

Ln b-HCH 0,851a 1

Ln p,p0-DDE 0,532a 0,585a 1

Ln p,p0-DDT 0,216a 0,313a 0,483a 1

HCB: hexaclorobenceno; b-HCH: beta-hexaclorociclohexano; p,p0-DDT: dicloro-

difenildicloroetileno; p,p0-DDE: diclorodifenildicloroetileno.a po0,001.




de Estados Unidos y Nueva Zelanda. En la mayorıa de laspoblaciones occidentales el DDT se dejo de emplear en ladecada de 1970. Sin embargo, se sigue utilizando para controlaral vector de la malaria en paıses como Brasil, Mexico, Tanzania yMarruecos, entre otros4. Mientras que los valores de p,p0-DDEindican una exposicion cronica a traves de la alimentacion o elmedio ambiente, dada su alta persistencia en la naturaleza y elorganismo, los valores de p,p0-DDT indican una exposicionrelativamente reciente. Debido a ello, en los ultimos anos seha venido empleando el cociente DDT/DDE como ındicede valoracion de la cronicidad de la exposicion31. Los valores deDDT/DDE de este estudio, muy inferiores a la unidad, sugieren quela exposicion al DDT se encuentra alejada en el tiempo.

Actualmente esta prohibido el uso del g-HCH o lindano comoplaguicida. Sin embargo, este producto ha sido ampliamenteutilizado como antiparasitario en animales domesticos, en elganado y como pediculicida. El g-HCH se detecto en este estudioen menor medida que otros plaguicidas, lo que indica un uso pocoreciente en nuestro entorno. Es conocido que el b-HCH es elisomero mas persistente del HCH, y ası queda reflejado en este

estudio. Una empresa fabrico g-HCH entre 1947 y 1987 enBarakaldo, a menos de 5 km de las zonas A y B de este estudio,generando vertidos del resto de los isomeros del HCH alrededorde la empresa y en otros municipios de Bizkaia. Esta circunstanciaparece no haber afectado a los valores observados en el estudio.

En relacion con otras variables, se observa que los valores delos cuatro plaguicidas mas frecuentes, p,p0-DDE, p,p0-DDT, HCB yb-HCH, aumentaron con la edad, incluso tras el ajuste por otrasvariables. El hecho de que se trate de sustancias lipofilas ybioacumulables explica esta asociacion frecuentementereferida31. Los valores medios de HCB y b-HCH de este estudiofueron mas altos en las mujeres que en los hombres, incluso trasajustar por otras variables. Esta asociacion no ha sido constante enotros estudios17,19,23, lo cual sugiere que las diferencias observa-das pueden deberse a causas no biologicas.

Los valores de HCB y b-HCH mostraban un claro gradiente conel IMC. El hecho de que la obesidad se asocie con la concentracionde HCB y b-HCH podrıa estar relacionado con diferencias en elmetabolismo de los organoclorados. Wolf et al32 sugieren que lamayor cantidad de grasa en los obesos supondrıa que, para

ARTICLE IN PRESS

Tabla 6Plaguicidas organoclorados en muestras de suero o grasa. Medias geometricas o medianas de diferentes estudios (a) expresados en mg/l y (b) corregidos por lıpidos en ng/g

de lıpido

Unidades Paıs (autor, ano) Subgrupo N HCB b-HCH g-HCH p,p0-DDT p,p0-DDE b-endosulfan Heptacloro epoxido

a) mg/l

Estados Unidosa,b (Stellman,1998)13 293 0,2 0,8 0,2 4,7

Espana (Sala, 1999)14 608 16,5 6,6 0,6 5,2

Belgica (Charlier, 2002)15 Hombres 104 3,6

Mujeres 147 3,7

Japon (Hanaoka, 2002)16 41 0,2 0,5

Portugal (Cruz, 2003)17 Coimbra 44 20,0 1,6 0,7 37,5 28,6 14,8

Verride 70 6,3 2,2 0,6 18,8 9,5 6,3

Ereira 89 6,5 3,3 0,7 18,8 14,6 6,3

Portugal (Lino, 2006)18 1997 40 6,3 36,3 0,5 20,3 13,2 7,7

1999 40 6,4 1,9 12,3 19,6 21,1 6,3

2000 40 14,4 9,8 6,2 23,9 12,8 7,9

2001 40 15,5 8,3 8,5 23,9 30,1 22,3

Espanac (Carreno, 2007)19 220 3,9 1,8 3,6 5,2 1,3

Este estudio Bizkaia 283 0,5 0,3 oLD 0,1 1,3 oLD oLD

b) ng/g lıpido

Suecia (Glynn, 2000)20 Hombres 120 61,7 41,5 oLD 16,5 586,0

Brasil (Delgado, 2002)21 33 200,0

Belgica (Koppen, 2002)22 Mujeres 200 109,9 5,7 2,6 871,3

Nueva Zelanda (Bates, 2004)23 60 oLD 19.7 oLD oLD 1080,0 oLD

Groenlandia (Jonsson, 2005)24 Hombres 439 560,0

Suecia Hombres 189 240,0

Polonia Hombres 257 530,0

Ucrania Hombres 287 930,0

Groenlandia Mujeres 572 300,0

Suecia Mujeres 544 140,0

Polonia Mujeres 261 380,0

Ucrania Mujeres 612 650,0

Espana (Zumbado, 2005)4 o20 anos 167 171,0 85,7

420 anos 518 181,0 262,0

Estados Unidos (CDC, 2005)25 1999/00 1589–1964 oLD 9.7 oLD oLD 260,0 oLD

2001/2 2259–s2305 oLD oLD oLD oLD 295,0 oLD

Gran Bretana (Thomas, 2006)26 154 11 12,0 oLD 2,9 100,0

Espana (Luzardo, 2006)27 Hombres 302 73,1

Mujeres 380 69,1

Espanaa,b (Cerrillo, 2006)5 458 17,9 13,7 501,1 7,8

Estados Unidos (Meeker, 2007)28 341 15,6 236,0

Suecia (Glynn, 2007)29 Primıparas 324 23,0 oLD oLD oLD 88,0

Espanad (Jakszyn, 2009)30 Espana 479 379,0 167,4 43,9 822,1

Gipuzkoa 94 485,1 135,5 39,8 664,5

Este estudio Bizkaia 283 78,6 41,9 oLD 18,9 191,4 oLD oLD

HCB: hexaclorobenceno; b-HCH: beta-hexaclorociclohexano; g-HCH: gamma-hexaclorociclohexano; p,p0-DDT: diclorodifenildicloroetileno; p,p0-DDE: diclorodifenildi-

cloroetileno; LD: lımite de deteccion.a Solo mujeres.b Tejido adiposo.c Solo hombres.d Muestras recogidas entre 1992 y 1996 procedentes de Asturias, Gipuzkoa, Navarra, Granada y Murcia.




exposiciones alejadas en el tiempo, la metabolizacion y eliminacionde los organoclorados serıa mas lenta. En todo caso, el IMC o laobesidad deberıan tenerse en cuenta al valorar la exposicion asustancias lipofilas18.

Los modelos de regresion del p,p0-DDT y del p,p0-DDEmuestran que las variables de estudio apenas predicen sucomportamiento, asociandose a la edad y a otros plaguicidas,con coeficientes de determinacion inferiores a 0,5 en el mejor delos casos. El alejamiento en el tiempo de la exposicion al p,p0-DDTpodrıa explicar la baja variabilidad mostrada por los modeloslineales. Sin embargo, los modelos de HCB y b-HCH muestranasociacion con la edad, el sexo y el IMC, con coeficientes dedeterminacion mas altos, especialmente tras introducir en elmodelo el otro plaguicida. La alta correlacion observada entreambos plaguicidas, ası como el comportamiento mostrado conlas otras variables, sugiere un patron de exposicion comun a HCBy b-HCH.

La ocupacion y el consumo de productos locales, como fuentede exposicion, y la clase social como indicador de consumo dealimentos diferencial, no mostraron en la regresion multipleasociacion significativa con ninguno de los plaguicidas. De lamisma manera, las madres que amamantaron a sus hijos nopresentaban valores de plaguicidas diferentes. Wolf et al32

observaron un gradiente significativo entre el tiempo de lalactancia y la disminucion del p,p0-DDE en un colectivo de 1.508mujeres mayores de 20 anos. La lactancia se considera una vıa deeliminacion de grasa y de compuestos liposolubles. El tamanomuestral de nuestro estudio podrıa explicar dicha falta deasociacion.

En la poblacion general, exceptuando a los individuoslaboralmente expuestos, se ha considerado a la dieta como lafuente principal de aporte de estas sustancias16. El estudio EPIC,disenado para evaluar el efecto de la dieta en la salud, no observoasociacion entre los valores de plaguicidas y el consumo dealimentos30. Ello podrıa deberse a que la informacion se obtuvo demanera transversal en el tiempo. Glynn et al29 observaron unosvalores bajos de PCB y plaguicidas en mujeres primıparas deSuecia. El HCB, el b-HCH y el p,p0-DDE se asociaron con elconsumo de pescado del Baltico en la adolescencia y con lalactancia durante su infancia. Ello fue interpretado como que losvalores actuales de plaguicidas organoclorados son un reflejo deexposiciones antiguas. El estudio EPIC incluıa muestras de suerorecogidas entre 1992 y 1996 en cinco provincias espanolas, entreellas Gipuzkoa, con un sector productivo eminentemente indus-trial o de servicios, como Bizkaia, y mostro unas concentracionesde compuestos organoclorados muy superiores a las deeste studio30. Esto sugiere que con el tiempo se ha reducidola exposicion a los plaguicidas organoclorados. Estas dosobservaciones, junto con la asociacion observada de los plagui-cidas con la edad, nos lleva a plantearnos que, ademas de unefecto de la edad, acumulativo, podrıa producirse un efecto decohorte, con una reduccion progresiva del grado de exposicion enlos mas jovenes. Esta segunda hipotesis serıa mas optimista, peronuestro estudio no resuelve la duda.

El muestreo se realizo en cuatro zonas de Bizkaia, dosproximas y dos alejadas a una incineradora, por motivos ajenosa este estudio. Por ello, la muestra no puede garantizar larepresentatividad de la poblacion general de Bizkaia. Sin embargo,el hecho de que no se observaran diferencias significativas en losvalores de los compuestos organoclorados segun la zona deestudio en los modelos de regresion multiple, salvo una elevacionpara el HCB en la zona menos urbana, la de Balmaseda, y para elp,p0-DDE en la zona del barrio de Santutxu en Bilbao, nos lleva apensar que hay una escasa variabilidad entre plaguicidas porzonas en esta provincia. Ello sugiere un patron de exposiciondifuso, de bajo grado, posiblemente asociado con la alimentacion,

no asociado a la clase social y con escasas variaciones por zonasgeograficas.

En conclusion, los resultados indican que la poblacion generaladulta de Bizkaia ha estado y esta expuesta a plaguicidasorganoclorados. La impregnacion en esta poblacion de dichoscontaminantes persistentes se encuentra dentro del intervalo devalores observado por otros autores, y se intuye una exposiciondifusa de bajo grado, probablemente de origen alimentario. Serannecesarios estudios futuros para evaluar la reduccion de laimpregnacion a estos contaminantes. Asimismo, serıa recomenda-ble aumentar los esfuerzos para reducir la exposicion a estoscompuestos toxicos en la poblacion.

Financiacion

Este estudio ha sido posible gracias a la financiacion de laempresa Zabalgarbi S.L., y se encuentra incluido dentro del proyecto)Asesorıa y riesgos para la salud de una plataforma de valorizacionenergetica de residuos urbanos en Bilbao* (ref.: 093-2005).

Contribuciones de autorıa

M.B. Zubero: organizacion del estudio y analisis de resultadosy redaccion del documento. J.J. Aurrekoetxea: obtencion defondos, diseno del estudio, organizacion del estudio y analisis deresultados, y redaccion del documento. J. Rivera, J. Parera yE. Abad: analisis quımico de dioxinas y PCB tipo dioxinas, analisisde resultados y redaccion del documento. F. Goni, A. Etxeandia yR. Lopez: analisis quımico de PCB mas frecuentes, analisis deresultados y redaccion del documento. C. Rodrıguez y J.R. Saenz:obtencion de fondos, diseno del estudio, analisis de resultados yredaccion del documento. Todos los autores aprobaron la versionfinal.

Conflicto de intereses

Los autores declaran no tener ningun conflicto de intereses

Agradecimientos

Los autores desean manifestar su agradecimiento a Zabalgarbi S.A.,entidad propietaria de la planta de valorizacion energetica de residuosurbanos, sin cuya colaboracion no hubiera sido posible realizar esteestudio, y al Servicio Vasco de Salud-Osakidetza, por facilitar el accesoa los centros de salud. Asimismo, agradecer la ayuda recibida delpersonal tecnico de las diferentes instituciones implicadas, a laenfermera que realizo las extracciones de sangre, Nekane Perez deNanclares, y en especial la de todos los participantes que amable-mente aceptaron tomar parte en este trabajo.

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ARTICLE IN PRESS




4. NIVELES DE DIOXINAS, BIFENILOS POLICLORADOS (PCB) Y OTROS COMPUESTOS ORGANOCLORADOS EN LA POBLACIÓN GENERAL ADULTA PRÓXIMA A UNA PLANTA DE TRATAMIENTO DE RESIDUOS URBANOS DE BIZKAIA, PAÍS VASCO. ESTUDIO PREVIO. Capítulo 10. En: Miquel Porta, Elisa Puigdomènec y Ferran Ballester (Eds.)h . Nuestra

contaminación interna. Concentraciones de compuestos tóxicos persistentes en la

población española. Ed Catarata. Madrid, 2009.

93

http://www.catarata.org/autor.php?autid=404

CAPÍTULO 10

NIVELES DE DIOXINAS, BIFENILOS POLICLORADOS (PCB) Y OTROSCOMPUESTOS ORGANOCLORADOS EN LA POBLACIÓN GENERALADULTA PRÓXIMA A UNA PLANTA DE TRATAMIENTO DE RESIDUOSURBANOS DE BIZKAIA, PAÍS VASCO. ESTUDIO PREVIO

Begoña Zubero, Jesús María Ibarluzea, Juan José Aurrekoetxea, Josep Rivera,Jordi Parera, Esteban Abad, Fernando Goñi, Raúl López, Mikel Basterretxea,

Carlos Rodríguez y José Ramón Sáenz

1. ANTECEDENTES

El continuo aumento de los residuos urbanos es uno de los problemas me-

dioambientales que mayor preocupación genera en las sociedades desarrolla-

das. Para la gestión de estos residuos se plantean distintas alternativas,

debiendo cumplir todas ellas la cada vez más exigente legislación ambiental de

la Comunidad Europea.

En abril del año 2004 se puso en funcionamiento, en fase de prueba, la

Planta de Valorización Energética de Residuos Sólidos Urbanos (PVERSU) de

Bilbao, gestionada por la empresa Zabalgarbi S.A. Esta planta comenzó a fun-

cionar a pleno rendimiento, de manera definitiva, en junio del 2005. Los resi-

duos tratados proceden de 100 municipios vizcaínos, que representan a unos

700.000 habitantes, y llegan a Zabalgarbi a través de la recogida realizada por la

Mancomunidad de Municipios de la Margen Izquierda y de Garbiker (empresa

ésta encargada de la gestión de los residuos urbanos en el territorio histórico

de Bizkaia). En aplicación del Reglamento de Actividades Molestas, Insalubres,

Nocivas y Peligrosas, para la concesión de la correspondiente licencia de acti-

vidad, el Ayuntamiento de Bilbao requirió la realización de un estudio epide-

miológico. El Departamento de Medicina Preventiva y Salud Pública de la

Universidad del País Vasco se hizo cargo de dicho proyecto. Planteó para ello

167

14169 CTP (3)copia 19/5/09 16:40 Página 167

tres líneas de investigación: evaluación de riesgos, estudio de la exposición a

contaminantes ambientales y estudio de sus posibles efectos sobre la salud. El

estudio de la exposición a contaminantes incluía el seguimiento de los niveles

biológicos de determinados compuestos orgánicos persistentes (COP), como

dioxinas, furanos y bifenilos policlorados (PCB), en poblaciones expuestas

(residentes más próximos a la instalación) y poblaciones control (residentes

más lejanos a la instalación).

Entre los contaminantes que una PVERSU podría emitir, generan mayor

preocupación algunos compuestos organoclorados. Entre ellos, cabe destacar

las dioxinas (PCDD) y los furanos (PCDF), conocidos con el nombre genérico

de dioxinas. Todos ellos son compuestos que se caracterizan por su alta estabi-

lidad química, liposolubilidad, alta resistencia a la degradación metabólica,

persistencia y bioacumulación medioambientales. Este tipo de sustancias se

han asociado tanto en exposiciones laborales como ambientales con efectos

agudos y crónicos muy diversos1,2.

Diversos estudios han llevado a cabo la medición de los niveles de com-

puestos como PCDD, PCDF o PCB en muestras biológicas en la población gene-

ral próxima a una planta de tratamiento de residuos3-9. Fundamentalmente se

trata de estudios del tipo antes y después del inicio de la actividad de incinera-

ción. En uno de los estudios de seguimiento, realizado en la ciudad catalana de

Mataró y su entorno, se compararon los niveles de biomarcadores de dioxinas

y PCB al inicio de la actividad de la planta de incineración y una vez transcurri-

dos dos y seis años (existen datos posteriores pero por el momento su difusión

ha sido limitada). Si bien a los dos años de inicio de actividad se observaron

niveles superiores tanto en la población expuesta-cercana como en la control-

lejana, una vez transcurridos seis años los niveles de biomarcadores disminu-

yeron en ambas poblaciones10. En el resto de estudios no se observan

diferencias en los niveles de dioxinas antes y después del funcionamiento de la

actividad en la población que residía más cerca o más lejos de la planta.

2. OBJETIVOS DEL ESTUDIO

Este estudio pretende medir y comparar los niveles de dioxinas, furanos, PCB

dioxin-like, (PCB parecidos a las dioxinas), otros PCB y otros compuestos orga-

noclorados en suero, en poblaciones cercanas (expuestas) y lejanas (no expues-

tas) a una PVERSU. Ello permitirá realizar un seguimiento en el tiempo de los

niveles de los compuestos orgánicos persistentes señalados, de forma que en el

B. ZUBERO, J.M. IBARLUZEA, J.J. AURREKOETXEA Y COLS.

168

14169 CTP (3)copia 19/5/09 16:40 Página 168

futuro próximo se pueda valorar la tendencia temporal de los mismos, tanto en

población cercana-expuesta como en la población lejana-control.

3. DISEÑO Y METODOLOGÍA

3.1. FASES DEL ESTUDIO

El diseño se corresponde con un estudio de vocación longitudinal, que consta

de tres cortes transversales realizados entre los residentes de distintas pobla-

ciones próximas o lejanas a la PVERSU. Se realizó una primera toma de mues-

tras en el primer cuatrimestre del año 2006, correspondiente al periodo de

inicio de las emisiones. En consecuencia, el nivel detectado entre los residen-

tes próximos a la PVERSU se considera el resultado de otras fuentes de exposi-

ción y será el nivel basal para las siguientes fases. La segunda fase se realizará

en el año 2008, tras tres años de pleno funcionamiento de la planta, repitien-

do la recogida del material biológico y la obtenida por cuestionario, siempre

que sea posible, en los mismos individuos de la primera fase. La tercera y últi-

ma fase tendrá lugar en el año 2010, tras cinco años de pleno funcionamiento

de la PVERSU. Se repetirá la recogida del material biológico y la información

del cuestionario. Estas dos evaluaciones posteriores permitirán conocer la

evolución de los biomarcadores de exposición en el tiempo (figura 1).

FIGURA 1

ESQUEMA TEMPORAL DEL ESTUDIO

3.2. POBLACIÓN DE ESTUDIO

Como se ha señalado, la PVERSU se encuentra ubicada en Bilbao, pertenecien-

do la población cercana a lo que se denomina área metropolitana de Bilbao; son

numerosos municipios que comparten un espacio densamente poblado y de

ESTUDIO EN EL PAÍS VASCO

169

AÑO 2005Puesta en marcha

de la planta incineradora

AÑO 2006Primera toma de muestras

población general adulta(n=322)

AÑO 2008Segunda toma de muestras

AÑO 2010Tercera toma de muestras

14169 CTP (3)copia 19/5/09 16:40 Página 169

trama eminentemente urbana. Para el estudio se seleccionaron cuatro áreas-

poblaciones diferentes, intentando incluir desde la población más directa-

mente expuesta a las emisiones de la PVERSU, hasta aquellas más distantes

que comparten ese mismo entorno metropolitano; también se incluyó una

última área, que en el futuro será una de las poblaciones control y que

queda ubicada en un entorno periurbano, fuera del área metropolitana. El

primer estudio se realizó en las cuatro áreas que se describen a continua-

ción:

Población expuesta (A): muestra de residentes en el entorno más expuesto a las emisiones

de la PVERSU: residentes del municipio de Alonsotegi y barrio Kastrexana de Bilbao, situa-

dos a menos de 2 Km de la planta. Según los modelos de dispersión atmosférica de la pro-

pia PVERSU se trata de una zona afectada por la influencia de las posibles emisiones de la

planta. Es, además, una zona de contaminación urbana elevada con diversos focos contami-

nantes: coquería, gran densidad de tráfico rodado. En el año 1999 se cerró una fundición

situada en el núcleo urbano, Fundimar S.A.

Población expuesta (B): muestra de residentes en un entorno urbano menos

expuesto a las emisiones de la PVERSU, según los modelos de dispersión de las emi-

siones. Barrios de Altamira-Masustegi, Uretamendi, Betolaza y Rekalde de Bilbao,

situados a menos 2 Km de la planta. Se trata de una zona de contaminación urbana ele-

vada con una gran densidad de tráfico rodado y sin focos apreciables de emisiones

industriales.

Población control (C): muestra de una población urbana residente en un entorno más

alejado y no afectado, según los modelos de dispersión, por la posible contaminación de la

PVERSU. Barrio de Santutxu de Bilbao, situado a 5 Km de la planta. Se trata de una zona de

contaminación urbana moderada con una gran densidad de tráfico rodado y sin focos apre-

ciables de emisiones industriales.

Población control (D): muestra de una población residente en un entorno periurbano y

con menor carácter industrial, sin fuentes significativas de emisión de dioxinas, furanos o PCB:

Municipio de Balmaseda, situado a 20 Km de la planta.

3.3. PROCEDIMIENTO DE MUESTREO

Los individuos participantes fueron seleccionados siguiendo un procedimien-

to multifásico secuencial por distintos métodos:

1. Se concertaron reuniones con la alcaldía de cada municipio en las que se

explicó en qué consistía el estudio y se solicitó el censo correspondiente.


170

14169 CTP (3)copia 19/5/09 16:40 Página 170

A partir de los censos municipales de cada municipio, mediante un

proceso de muestreo aleatorio sistemático, estratificado por edad y

sexo, se seleccionaron 80 posibles sujetos en cada zona, así como sus

sustitutos (un total de 120 individuos por zona).

2. Agotada la vía anterior, se seleccionaron voluntarios procedentes de

organizaciones de cada barrio o municipio.

3. Agotada la vía anterior, se seleccionaron pacientes, sin patología cróni-

ca renal o hepática, que acudieron a su centro de salud.

Se debían cumplir dos condiciones para poder participar en el estudio:

1. Residir en el municipio durante al menos los cinco últimos años.

2. No haber trabajado en los últimos 15 años en el proceso productivo de

alguna de las siguientes actividades: incineradoras, térmicas, produc-

ción electroquímica de cloro, siderurgia, producción de retardante de

llama (productos bromados), petroquímicas y blanqueo de papel.

3.4. ORGANIZACIÓN Y RECLUTAMIENTO

Se siguió el mismo procedimiento con las tres fuentes de sujetos para el estu-

dio. Se contactó inicialmente por correo con todos los potenciales participan-

tes mediante una carta personal donde se explicaban los objetivos del estudio.

Después, telefónicamente, se les preguntó si estaban interesados en tomar

parte en el estudio y en caso afirmativo se les citó en su centro de salud. Todos

los participantes firmaron un documento en el que daban su consentimiento a

tomar parte en el estudio en las condiciones detalladas.

3.5. PARTICIPACIÓN EN EL ESTUDIO

En la primera fase participaron 322 individuos (163 mujeres, 159 hombres) de

la población general entre 20 y 69 años. Del total, 162 corresponden a las

poblaciones expuestas y 160 a las poblaciones control (tabla 1).

Zona expuesta (A): El 54% fue seleccionado mediante censo municipal y el 46% fueron volun-

tarios de distintas organizaciones.

Zona expuesta (B): El 19% fue seleccionado mediante censo municipal, el 19% fueron

voluntarios de distintas organizaciones y el 62% fueron seleccionados en los centros de

salud.


171

14169 CTP (3)copia 19/5/09 16:40 Página 171

Zona control (C): El 23% fue seleccionado mediante censo municipal, el 48% fueron


salud.

Zona control (D): El 27% fue seleccionado mediante censo municipal, el 60% fueron


salud.

TABLA 1

CARACTERÍSTICAS DE LAS ZONAS DE ESTUDIO

ZONA EXPUESTA CONTROL DISTANCIA DE RECLUTAMIENTO RECLUTAMIENTO RECLUTAMIENTO TOTALLA PLANTA EN KM CENSO VOLUNTARIOS CENTRO SALUD

A 1 2 44 (54%) 38 (46%) 82

B 2 2 15 (19%) 15 (19%) 50 (62%) 80

C 1 5 18 (23%) 38 (48%) 23 (29%) 79

D 2 20 22 (27%) 49 (60%) 10 (12%) 81

3.6. VARIABLES DE ESTUDIO

A todos los participantes se les realizó una entrevista donde se recogió infor-

mación sobre zona de residencia, edad y sexo, así como variables relacionadas

con el nivel de estudios, clase social, consumo de tabaco e índice de masa cor-

poral. Además de clasificar a los participantes en función de la zona de resi-

dencia, éstos se dividieron en dos grupos de edad: jóvenes (20-44 años) y

mayores (45-69 años) para cada sexo. Los datos se codificaron y se incluyeron

en una hoja de cálculo Excel realizándose las primeras transformaciones de las

variables.

Biomarcadores

A todos los sujetos del estudio se les realizó una extracción de 20 ml de sangre.

No se consideró necesario realizar la extracción en ayunas, aunque se reco-

mendó evitar la ingesta de grasas la noche anterior. Cada muestra fue distri-

buida en dos alícuotas, una para el análisis de dioxinas, furanos y PCB

dioxin-like (4 ml de suero) y otra para el análisis de los PCB más frecuentes

(PCB 28, 52, 101, 138, 153, 180) y otros organoclorados (1 ml de suero).

Las extracciones se realizaron con vacutainers sin anti-coagulante y se

transfirieron inmediatamente a un tubo de vidrio para centrífuga. Para la


172

14169 CTP (3)copia 19/5/09 16:40 Página 172

obtención de suero, se dejó reposar la sangre aproximadamente 60-75 minutos a

temperatura ambiente hasta que se formó el coágulo. Se centrifugó la muestra a

1.500 g durante 15 minutos. La separación del suero se realizó con una pipeta

Pasteur sin tocar el coágulo. Las muestras se congelaron a -20 ºC antes de trans-

curridos 90 minutos tras su obtención, hasta su traslado a los laboratorios corres-

pondientes. Las muestras fueron tomadas, tratadas, almacenadas y transportadas

en las condiciones establecidas por los laboratorios de referencia11.

3.7. DETERMINACIONES ANALÍTICAS

Dioxinas, furanos y PCB ‘dioxin-like’

Las dibenzo-p-dioxinas policloradas (PCDD), generalmente denominadas

dioxinas, son un conjunto de 75 diferentes compuestos aromáticos o congéne-

res (formas químicas) que contienen de uno a ocho átomos de cloro. El nom-

bre de dioxina se refiere a una estructura con dos átomos de oxígeno que unen

dos anillos bencénicos. Los compuestos llamados dibenzofuranos policlorados

difieren de las dioxinas por poseer tan sólo un átomo de oxígeno. En total se

contabilizan 135 congéneres diferentes de furanos. El número y/o disposición

de los átomos de cloro en los anillos aromáticos diferencia unos congéneres de

otros. Las dibenzodioxinas y dibenzofuranos policloradas suelen recibir la

denominación genérica de dioxinas por su capacidad de actuar sobre el recep-

tor de hidrocarburo de arilo (Ah) (figura 2).

FIGURA 2

FÓRMULA QUÍMICA DE PCDD Y PCDF


173

1H

9H

H6

H4

10

5

CI

CI

CI

CI

2

3

8

7

1H

9H

H6

H4

5

2,3,7,8 - Tetrachlordibezo-p-Dioxin

2,3,7,8 - Tetrachlorodibenzofuran

CI

CI

CI

CI

2

3

8

7

14169 CTP (3)copia 19/5/09 16:40 Página 173

Las propiedades físico-químicas de las dioxinas están determinadas por

el número de átomos de cloro substituyentes. Todas ellas son sustancias quí-

micamente muy estables, no polares, y muy solubles en lípidos. Pueden ser

degradadas por la luz solar (fotólisis). Debido a que las dioxinas presentan un

elevado coeficiente de partición octanol-agua (Kow) y baja solubilidad en agua,

poseen gran afinidad por los suelos y sedimentos ricos en materia orgánica y

poseen a su vez un gran potencial de acumulación en tejidos grasos. El grado de

acumulación aumenta al incrementarse el número de átomos de cloro en la

molécula. Particular interés presentan las dioxinas substituidas en las posicio-

nes 2,3,7,8, pues tienen una metabolización más lenta, y por ello persisten

durante más tiempo en el organismo. La vida media de la TCDD (tetraclorodi-

benzodioxina) en el ser humano ha sido estimada en siete años, con valores que

oscilan entre unos pocos meses y hasta décadas.

Las dioxinas, a diferencia de otros compuestos orgánicos persistentes, son

compuestos que no se han sintetizado industrialmente de manera intenciona-

da por el hombre. Se trata de productos formados como subproductos no dese-

ados en distintos procesos térmicos, como: la incineración de residuos,

algunos procesos relacionados con el sector de la industria metalúrgica, en los

hornos de cementeras, en procesos de producción de energía (calefacciones,

centrales térmicas, etc.), o en actividades tan cotidianas como cocinar a la

parrilla o conducir un automóvil. También se forman dioxinas en la síntesis de

algunos productos clorados y en procesos industriales relacionados con estos

productos, como el blanqueado de papel mediante el empleo de cloro, que

puede conducir a la formación de dioxinas a partir de los derivados polifenóli-

cos presentes de forma natural en la pulpa de papel de la madera, empleada

para la producción de pasta de papel. Por otra parte, es necesario tener en

cuenta la existencia de fuentes secundarias, es decir, aquellas que no generan

dioxinas pero que actúan de acumuladores de estos contaminantes y que pos-

teriormente pueden ser las causas de que se contaminen otras matrices. Éste

sería el caso de los suelos en los que se han producido vertidos como lodos de

depuradora, sedimentos, etc. Por último, aunque a escala global son mucho

menos importantes, existen procesos naturales que pueden generar grandes

cantidades de dioxinas, como los incendios accidentales, especialmente los

forestales.

Con el nombre de PCB dioxin-like se conoce a un grupo de PCB que se

comporta de modo similar a las dioxinas. Dentro de él se encuentran los PCB

coplanares (cPCB 77, 81, 126, 169) y los PCB mono-orto (mPCB 105, 114, 118,

123, 156, 157, 167, 189). Los PCB coplanares (sin sustitución orto, posiciones 2,


174

14169 CTP (3)copia 19/5/09 16:40 Página 174

6) presentan una estructura semejante a la TCDD, muy afines al receptor del

hidrocarburo de arilo (Ah) localizado en el citoplasma celular (figura 3). Los

PCB mono-orto, con una sustitución de un átomo de cloro en la posición orto,

conservan también cierta afinidad por el receptor de arilo (Ah). En lo sucesi-

vo, al conjunto de dioxinas, furanos y PCB dioxin-like se le denominará como

Total de Sustancias con Actividad Dioxina (TSAD). En las dos últimas décadas,

en diversas partes del mundo ha habido una reducción significativa en los

niveles ambientales de TSAD, debido a los mayores controles y a una legisla-

ción más severa. En diversas zonas geográficas las emisiones de estos com-

puestos han descendido del orden de un 90% desde finales de los años

ochenta, debido en parte a la prohibición del uso de plaguicidas clorados, clo-

rofenoles, a la mejora en la tecnología utilizada en las plantas de tratamiento de

residuos y al abandono del uso del cloro para el blanqueo de papel.

FIGURA 3

FÓRMULA QUÍMICA DE PCB

La técnica de análisis utilizada fue la cromatografía de gases de alta resolución

(HRGC) acoplada con espectrofotometría de masas de alta resolución (HRMS). La

determinación de dioxinas, furanos y PCB dioxin-like se realizó en el laboratorio

de espectrometría de masas-laboratorio de análisis de dioxinas del Instituto de

Investigaciones Químicas y Ambientales (CSIC, Barcelona). Para los cálculos de

los equivalentes de toxicidad se utilizaron los factores tóxicos establecidos por la

Organización Mundial de la Salud. Se presentan los resultados de TSAD expresa-

dos en picogramos de sustancia por gramo de lípido (pg WHO-TEQ/g lípido).

PCB más frecuentes. Otros organoclorados

Se analizaron los PCB más frecuentes (28, 52, 101, 118, 153, 138, 180) y otros com-

puestos organoclorados: heptacloro epóxido, β-endosulfán, hexaclorobenceno

(HCB), β-hexaclorociclohexano (γ-HCH), gamma hexaclorociclohexano (Á-HCH),

diclorodifeniltricloroetano (p,p’-DDT), diclorodifenildicloroetileno (p,p’-DDE).


175

23

4

5 6

(CI)n(CI)n

2’ 3’

4’

5’6’

14169 CTP (3)copia 19/5/09 16:40 Página 175

Los PCB se han utilizado comercialmente desde 1930 en numerosas apli-

caciones, pero principalmente como fluidos dieléctricos e intercambiadores

de calor en transformadores y condensadores, debido a su baja conductividad

eléctrica, elevada conductividad térmica y gran resistencia a la degradación por

el calor. Las mezclas comerciales contienen compuestos que presentan distin-

tos grados de cloración, de forma que a medida que aumenta el número de áto-

mos de cloro se incrementa su estabilidad y liposolubilidad. Su producción está

hoy prohibida en casi todos los países desarrollados. La vida media de los PCB

en el hombre varía desde unos meses hasta varios años.

Los plaguicidas son sustancias destinadas a prevenir, destruir o controlar

plagas, incluyendo las especies no deseadas de plantas o animales que causan per-

juicio o que interfieren de cualquier otra forma en la producción, elaboración,

almacenamiento, transporte o comercialización de alimentos y otros productos

agrícolas. Bajo el término plaguicidas se incluye una gran variedad de productos

químicos; difieren considerablemente en cuanto a modo de acción, absorción por

el organismo, metabolismo, eliminación y toxicidad para el ser humano. En nues-

tra opinión, la utilización de plaguicidas ofrece ventajas tan importantes para el

rendimiento de los cultivos que es muy difícil prescindir de esta práctica tal y como

está concebida hoy la agricultura. Sin embargo, no hay que olvidar que se trata de

sustancias que han de ser utilizadas adecuadamente para evitar su toxicidad.

La técnica analítica utilizada para su determinación fue la cromatografía

de gases de alta resolución (HRGC) acoplada con espectrofotometría de masas

de alta resolución (HRMS). Los análisis de PCB más frecuentes y otros organo-

clorados se realizaron en los laboratorios de la Subdirección de Salud Pública

de Gipuzkoa y Bizkaia. Se presentan los resultados de PCB y otros organoclora-

dos expresados en nanogramos de sustancia por gramo de lípido, ng/g lípido.

3.8. TAMAÑO MUESTRAL

Dado el importante volumen de sangre requerido para la determinación de dio-

xinas, se optó por obtener 4 ml de suero por persona y generar una muestra pool

de 80 ml, correspondiente a 20 individuos para cada sexo y grupo de edad (20-44

años y 45-69 años) en cada una de las cuatro zonas. Se obtuvieron así un total de

16 muestras pool. La utilización de muestras pool es una práctica habitual7,9,10

para proporcionar de forma rápida y económica información útil referente a

niveles de dioxinas u otras sustancias que requieren altos volúmenes de muestra,

o para las que el precio del análisis individual es elevado. Para la determinación

de los PCB más frecuentes y el resto de contaminantes organoclorados se utilizó


176

14169 CTP (3)copia 19/5/09 16:40 Página 176

el suero sobrante de las muestras anteriores, por lo que se perdieron efectivos

que no tenían muestra suficiente de suero para su cuantificación. Debido a la

gran cantidad de suero requerida para la determinación de dioxinas, no fue posi-

ble la obtención de suero suficiente de todos los participantes para el análisis de

PCB más frecuentes y organcolorados, analizándose un total de 283 muestras.

3.9. ANÁLISIS ESTADÍSTICO

A los sujetos con valores de los biomarcadores por debajo del límite de detec-

ción se les asignó la mitad del mismo. Para las dioxinas, furanos y PCB dioxin-

like se calcularon las medias aritméticas y las desviaciones estándar

aritméticas, ya que se trataba de muestras alícuotas en una muestra pool. El

valor resultante supone la media aritmética de los individuos del pool. Se trans-

formaron en logaritmos los valores de los PCB más frecuentes y de los plagui-

cidas, ya que la transformación logarítmica de la variable reducía su

variabilidad y la aproximaba a la distribución normal. Se obtuvieron medias

geométricas y desviaciones estándar geométricas.

Se contrastó la hipótesis nula mediante la prueba de la t de Student cuan-

do se compararon las medias de una variable con dos categorías, edad o géne-

ro. Cuando la variable a analizar presentaba más de dos categorías (como la

zona), se utilizó el análisis de la varianza (ANOVA) de una vía. Se estableció un

nivel de significación α de 0,05. El análisis estadístico se realizó mediante el

paquete estadístico SPSS versión 14.0.

4. RESULTADOS

La tabla 2 muestra la composición y características de los individuos que for-

maron parte del estudio. El total de muestras de hombres fue de 159, de las que

79 tenían entre 20-44 años y 80 entre 45-69 años. Un total de 163 mujeres

participaron en el estudio, 81 de las cuales tenían entre 20-44 años y 82 entre

45-69. En relación a la distribución de los participantes por zonas, 80 hombres

residían en zonas expuestas y 79 en zonas control. En el caso de las mujeres, 82

residían en zonas expuestas y 81 en zonas control. El consumo de tabaco y el

índice de masa corporal no presentaron diferencias significativas en las dife-

rentes zonas de residencia. Por el contrario, el nivel de estudios y la clase social

sí presentaron diferencias significativas, siendo la zona C la que presentó un

nivel de estudios mayor y una clase social más elevada que las demás zonas.


177

14169 CTP (3)copia 19/5/09 16:40 Página 177

TABLA 2

DESCRIPCIÓN DE LOS PARTICIPANTES EN LAS CUATRO ZONAS DEL ESTUDIO. FRECUENCIAS ABSOLUTAS Y SIGNIFICACIÓN ESTADÍSTICA

ZONA DE ESTUDIO

Variable A B C D valor p*

Sexo Hombre 41 39 39 40 0,9989

Mujer 41 41 40 41

Edad 20-44 40 40 39 40 0,9990

45-69 42 40 40 41

Estudios Analfabeto 0 0 0 0 0,0018

Leer y escribir 0 0 0 1

Graduado escolar (ESO) 35 47 23 33

Bachiller 28 19 21 31

Titulado medio 9 6 22 10

Titulado superior 10 8 13 6

Clase social I-II (más altas) 10 8 28 8 <0,0001

III 15 7 16 17

IV 27 32 14 23

V (menos alta) 30 33 21 33

Tabaco No 64 65 53 55 0,0969

Sí 18 15 26 26

Índice Masa Corporal Sin exceso ponderal, IMC <25 34 35 36 34 0,8392

Sobrepeso, IMC 25-29 32 30 34 31

Obesidad, IMC ≥30 16 15 9 16 *SIGNIFICACIÓN ESTADÍSTICA.

La tabla 3 muestra los valores medios y la desviación estándar de dioxinas,

furanos, dioxinas más furanos, PCB dioxin-like y TSAD en suero. En la tabla 4

se muestran las concentraciones en suero de los diferentes congéneres de

PCDD/Fs y PCB dioxin-like. El valor medio de las dioxinas fue de 13,39 pg

WHO-TEQ/g lípido. Las zonas calificadas como expuestas presentaron niveles

de dioxinas más elevados que las zonas control, aunque estas diferencias no

alcanzaron la significación estadística. Las mujeres presentaron niveles más

elevados de dioxinas que los hombres, al igual que el grupo de mayor edad (45-

69 años) respecto a los más jóvenes; sin embargo, ninguna de ellas fue estadís-

ticamente significativa.


178

14169 CTP (3)copia 19/5/09 16:40 Página 178


179

TAB

LA 3

NIV

ELES

DE

DIO

XIN

AS

Y PC

B ‘D

IOXI

N-L

IKE’

EXP

RES

AD

OS

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A D

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PO

OL

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322

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EDA

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ÑO

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20-4

445

-69

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N=

4N

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8N

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Dio

xina

sM

A13

,39

13,5

417

,15

12,3

510

,50

0,38

512

,17

14,6

00,

386

12,5

814

,20

0,56

6

DEA

5,39

5,08

7,48

5,25

1,26

5,20

5,64

5,15

5,84

Fura

nos

MA

10,0

610

,92

12,1

49,

018,

180,

306

9,39

10,7

40,

415

9,23

10,9

00,

314

DEA

3,20

3,73

3,93

3,33

0,94

3,67

2,73

2,78

3,56

Dio

xina

s+Fu

rano

sM

A23

,44

24,4

729

,29

21,3

618

,68

0,35

421

,55

25,3

40,

391

21,8

125

,09

0,45

8

DEA

8,50

8,79

11,4

38,

152,

118,

828,

307,

869,

33

cPCB

MA

12,4

414

,07

15,1

89,

4011

,12

0,66

012

,11

12,7

70,

856

8,05

16,8

40,

005

DEA

6,84

10,5

48,

654,

201,

577,

786,

282,

607,

03

mPC

BM

A3,

122,

023,

762,

214,

510,

338

3,48

2,77

0,54

42,

084,

170,

056

DEA

2,22

1,30

2,24

0,82

3,39

2,80

1,57

1,44

2,46

PCB

-dio

xin-

like

MA

15,5

616

,09

18,9

411

,61

15,6

30,

678

15,5

915

,54

0,99

010

,12

21,0

10,

002

DEA

7,97

11,8

310

,34

4,97

3,15

9,16

7,24

3,56

7,48

TSA

DM

A39

,01

40,5

548

,23

32,9

734

,31

0,49

837

,15

40,8

80,

634

31,9

346

,10

0,05

5

DEA

14,9

720

,42

19,3

311

,63

1,25

16,0

414

,69

10,3

316

,10

MA

: MED

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RIT

MÉT

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.

14169 CTP (3)copia 19/5/09 16:40 Página 179


180

TAB

LA 4

CON

CEN

TRAC

ION

ES D

E SU

ERO

DE

LOS

DIF

EREN

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CON

GÉN

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PCD

D/F

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PCB

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‘PO

OL’

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7,8-

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331,

480,

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1,89

0,12

421,

511,

780,

4230

DEA

0,64

0,53

0,96

0,45

0,28

0,47

0,72

0,48

0,78

1,2,

3,7,

8-Pe

CDD

MA

7,19

7,43

9,52

6,55

5,26

0,36

586,

647,

740,

5346

6,96

7,43

0,79

02

DEA

3,38

3,01

4,67

3,56

0,82

3,31

3,58

3,39

3,58

1,2,

3,4,

7,8-

HxC

DD

MA

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4,33

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534,

840,

7585

4,76

4,61

0,88

55

DEA

1,94

1,85

2,82

2,18

0,72

2,40

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2,34

1,58

1,2,

3,6,

7,8-

HxC

DD

MA

31,2

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37,0

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,76

0,34

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,39

35,0

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1448

DEA

10,4

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8710

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1,2,

3,7,

8,9-

HxC

DD

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1043

5,65

6,09

0,73

61

DEA

2,53

2,84

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2,47

1,43

2,92

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2,33

2,87

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3,4,

6,7,

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DM

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11,9

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12,1

011

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DM

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1834

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960,

0717

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5326

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DEA

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531,

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2754

DEA

0,58

0,50

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1935

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0920

DEA

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4,95

3,99

1,45

4,72

4,10

3,34

4,61

14169 CTP (3)copia 19/5/09 16:40 Página 180


181

TAB

LA 4

CON

CEN

TRAC

ION

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E SU

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EREN

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2020

7,90

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DEA

2,64

2,64

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1,89

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2,82

2,64

1,2,

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7,8-

HxC

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440,

0646

7,13

7,37

0,86

06

DEA

2,59

2,01

3,55

2,28

1,89

2,47

2,25

2,47

2,87

2,3,

4,6,

7,8-

HxC

DF

MA

5,64

6,55

7,01

4,44

4,57

0,43

105,

505,

790,

8361

6,07

5,22

0,54

16

DEA

2,67

2,66

3,54

2,66

1,41

3,61

1,50

2,85

2,60

1,2,

3,7,

8,9-

HxC

DF

MA

6,71

7,81

8,27

4,50

6,29

0,34

206,

097,

340,

4455

7,02

6,42

0,71

50

DEA

3,14

2,94

4,50

2,48

1,67

3,58

2,73

2,84

3,60

1,2,

3,4,

6,7,

8-H

pCD

FM

A12

,06

14,6

715

,66

7,29

10,6

40,

2486

11,5

712

,56

0,77

3413

,57

10,5

60,

3712

DEA

6,49

5,80

7,78

4,11

6,37

7,90

5,23

7,83

4,89

1,2,

3,4,

7,8,

9-H

pCD

FM

A8,

9111

,24

10,4

56,

217,

760,

6805

6,94

10,8

90,

2149

9,52

8,32

0,71

30

DEA

6,21

7,50

6,15

6,23

6,17

5,99

6,16

5,45

7,22

OCD

FM

A11

,93

12,7

112

,58

10,4

112

,03

0,97

349,

2514

,61

0,13

3612

,79

11,0

70,

6435

DEA

7,07

6,27

4,46

8,26

10,8

66,

037,

378,

296,

05

PCB

105

MA

1145

,33

814,

1211

39,2

510

70,9

415

56,9

90,

6033

1244

,15

1046

,51

0,61

1374

3,37

1547

,29

0,02

41

DEA

741,

5759

2,95

558,

8854

9,94

1184

,76

918,

8555

8,41

487,

1075

6,21

PCB

114

MA

357,

3922

9,03

324,

1340

5,71

470,

700,

5029

348,

7236

6,06

0,88

3927

9,60

435,

190,

1756

DEA

225,

5415

1,84

127,

4222

3,28

348,

5926

8,31

191,

9321

5,92

220,

33

PCB

118

MA

6029

,39

4230

,95

6333

,51

5677

,07

7876

,05

0,65

1562

58,3

058

00,4

80,

8217

4046

,59

8012

,20

0,03

45

DEA

3859

,95

3160

,28

3744

,10

2408

,17

5961

,77

4639

,35

3206

,79

2506

,78

4081

,25

14169 CTP (3)copia 19/5/09 16:40 Página 181


182

TAB

LA 4

CON

CEN

TRAC

ION

ES D

E SU

ERO

DE

LOS

DIF

EREN

TES

CON

GÉN

ERES

DE

PCD

D/F

Y

PCB

‘DIO

XIN

-LIK

E’ (N

=16

‘PO

OL’

SO

BR

E 32

2 IN

DIV

IDU

OS)

(CO

NT.

)

TOTA

LZO

NA

ZON

AZO

NA

ZON

AP

HO

MB

RE

MU

JER

P20

-44

45-6

9P

AB

CD

N=

8N

=8

PCB

123

MA

184,

6112

5,36

213,

4711

6,29

283,

320,

6294

217,

4515

1,78

0,52

2392

,25

276,

970,

0564

DEA

196,

3114

9,03

210,

2610

7,62

299,

4923

6,43

155,

6382

,93

237,

08

PCB

156

MA

3180

,75

2217

,70

3096

,79

2051

,62

5356

,91

0,20

4933

80,5

929

80,9

20,

7568

2322

,96

4038

,55

0,16

94

DEA

2453

,44

1323

,95

1521

,01

687,

0540

37,1

030

82,8

018

17,6

017

39,8

428

61,7

6

PCB

157

MA

716,

5145

1,38

980,

6845

7,76

976,

240,

3153

795,

1863

7,85

0,58

1045

3,34

979,

690,

0488

DEA

544,

0628

7,54

690,

1716

1,93

727,

1866

7,71

417,

5031

6,27

613,

15

PCB

167

MA

1288

,34

867,

7314

18,7

088

0,36

1986

,57

0,33

0012

98,0

212

78,6

60,

9698

910,

9016

65,7

80,

1228

DEA

969,

8158

3,80

943,

8431

5,42

1496

,99

1148

,51

834,

3665

9,97

1119

,93

PCB

189

MA

2478

,00

441,

0577

39,7

553

6,02

1195

,20

0,44

6042

87,9

966

8,02

0,33

0552

7,57

4428

,44

0,29

29

DEA

7184

,92

264,

1114

409,

9312

0,93

845,

9810

145,

9143

9,68

456,

2210

085,

51

PCB

77

MA

55,1

472

,23

63,1

435

,61

49,5

80,

4238

51,6

458

,64

0,67

6440

,80

69,4

80,

0705

DEA

31,9

452

,44

32,1

414

,03

9,77

39,7

823

,98

13,8

739

,03

PCB

81

MA

5,80

6,87

7,28

4,02

5,05

0,34

265,

596,

020,

7740

4,30

7,31

0,02

78

DEA

2,84

4,38

2,82

1,55

1,11

3,35

2,43

1,30

3,22

PCB

126

MA

116,

6413

2,90

142,

1086

,96

104,

590,

6606

112,

9112

0,37

0,82

9374

,29

158,

990,

0048

DEA

65,6

510

0,79

83,5

039

,89

15,5

474

,72

60,1

724

,74

67,2

7

PCB

169

MA

77,0

377

,01

95,7

270

,18

65,2

20,

5415

81,6

072

,47

0,56

1261

,29

92,7

80,

0302

DEA

30,0

246

,39

32,3

420

,90

12,5

732

,74

28,4

919

,32

31,4

9M

A: M

EDIA

AR

ITM

ÉTIC

A. D

EA: D

ESVI

ACIÓ

N E

STÁ

ND

AR

AR

ITM

ÉTIC

A.

14169 CTP (3)copia 19/5/09 16:40 Página 182


La media de los furanos fue de 10,06 pg WHO-TEQ/g lípido. Al igual que

en el caso de las dioxinas, las zonas consideradas como expuestas mostraron

valores más elevados que las zonas control, aunque de nuevo las diferencias no

fueron estadísticamente significativas. Las mujeres presentaron niveles más

elevados de furanos que los hombres, al igual que el grupo de mayor edad (45-

69 años) respecto al grupo de jóvenes; ninguna de estas diferencias fue esta-

dísticamente significativa. La media de dioxinas más furanos fue de 23,44 pg

WHO-TEQ/g lípido. Las zonas calificadas como expuestas presentaron concen-

traciones de dioxinas más furanos más elevadas que las zonas control; estas

diferencias tampoco alcanzaron la significación estadística. Las mujeres pre-

sentaron niveles más elevados de dioxinas más furanos que los hombres (dife-

rencias estadísticamente no significativas). De nuevo sin que se llegaran a

observar diferencias estadísticamente significativas, el grupo de 45-69 años

mostró niveles más levados que el grupo de 20-44 años.

El valor medio de PCB dioxin-like fue de 15,56 pg WHO-TEQ/g lípido.

Los PCB con actividad dioxina mostraron niveles similares entre las dife-

rentes zonas de residencia y por género. El grupo de mayor edad (45-69

años) presentó niveles más elevados (p < 0,05). Dentro de los cPCB, la

media fue de 12,4 pg WHO-TEQ/g lípido. Las personas de mayor edad mos-

traron niveles de cPCB más elevados que los jóvenes (p < 0,05). Los mPCB

mostraron una media 3,12 pg WHO-TEQ/g lípido, con niveles más elevados

en el grupo de mayor edad (p = 0,05).

Para el total de sustancia con actividad dioxina, el valor medio fue de 39,01

pg/g lípido. Las zonas consideradas expuestas presentaron niveles de TSAD más

elevados que las zonas control. Las mujeres presentaron niveles más elevados

de TSAD que los hombres. Ninguna de estas diferencias alcanzó la significa-

ción estadística. En el grupo de 45-69 años se observó un incremento de los

niveles de TSAD próximo a la significación estadística.

Los límites de cuantificación para los PCB y otros organoclorados, expresa-

dos en ng/ml (es decir, sin corregir por lípidos), se presentan en la tabla 5. En la

tabla 6 se ofrecen las medias geométricas y desviaciones estándar geométricas de

los PCB más frecuentes (congéneres 28, 52, 101, 118, 153, 138 y 180), suma de los

tres PCB más frecuentes (138+153+180), y PCB totales (28+118+153+138+180), así

como las de los plaguicidas organoclorados (heptacloro epóxido, β-endosulfán,

HCB, β-HCH, γ-HCH, p,p’DDT y p,p’-DDE). No se encontraron niveles detecta-

bles para los PCB 52, 101, heptacloro epóxido y β-endosulfán.

Los tres PCB más frecuentes (congéneres 138, 153 y 180) se detectaron en

el 100% de los individuos. También el principal metabolito del DDT —el p,p’-

183

14169 CTP (3)copia 19/5/09 16:40 Página 183

DDE— se detectó en el 100% de las personas muestreadas. El p,p’-DDT fue

detectado en un 31% de los individuos. El HCB y el β-HCH se detectaron en el

97% y 92% de personas, respectivamente. El PCB 118 lo fue en el 49,5%. El γ-

HCH (lindano) solamente se halló en un 3,5% de las muestras.

Las medias geométricas de los PCB más frecuentes fueron: PCB 138, 64,11

ng/g lípido; PCB 153, 87,83 ng/g lípido; y PCB 180, 79,37 ng/g lípido. La media

geométrica de la suma de los tres fue de 232,94 ng/g lípido. El PCB 118 presen-

tó una media geométrica de 10,15 ng/g lípido. En cuanto a los plaguicidas, las

medias geométricas observadas fueron de 78,56 ng/g lípido para el HCB, 42,78

ng/g lípido para el β-HCH, 18,90 ng/g lípido para el p,p’-DDT y 191,43 ng/g

lípido para el p,p’-DDE.

TABLA 5

LÍMITES DE CUANTIFICACIÓN DE PCB MÁS FRECUENTES Y PLAGUICIDAS ORGANOCLORADOS (LQ EN NG/ML)

PCB PLAGUICIDA LQ (MG/ML)

118 0,08

153 0,08

138 0,08

180 0,8

52 0,10

101 0,10

28 0,10

HCB 0,10

β-HCH 0,10

γ-HCH 0,12

p,p’-DDE 0,20

p,p’-DDT 0,20

heptacloro epóxido 0,2

β-endosulfán 0,2

Excepto para el PCB 180 y el HCB, que mostraron concentraciones más

elevadas en la zona D, no se observaron diferencias por zona de residencia. Las

mujeres presentaron concentraciones más elevadas de HCB y β-HCH. Como es

habitual en muchos estudios, con la edad aumentaron de forma significativa los

niveles de todos los PCB más frecuentes y de diversos organoclorados, excepto

el PCB 28 y el γ-HCH, cuyos niveles fueron algo superiores en los más jóvenes.


184

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185

TAB

LA 6

NIV

ELES

DE

PCB

Y P

LAG

UIC

IDA

S O

RG

AN

OCL

OR

AD

OS

EXPR

ESA

DO

S CO

MO

NG

/G D

E LÍ

PID

O, S

EGÚ

N Z

ON

A D

E ES

TUD

IO,

SEXO

Y E

DA

D. N

= 2

83 IN

DIV

IDU

OS

ZON

AP

SEXO

PED

AD

(AÑ

OS)

P

TOTA

LA

BC

DH

OM

BR

EM

UJE

R20

-44

45-6

9

Bio

mar

cado

rn

283

6470

7772

135

148

145

138

PCB

28

MG

7,42

7,69

7,61

7,36

7,08

0,13

967,

347,

500,

4115

7,91

6,95

0,00

00

DEG

1,26

1,30

1,21

1,23

1,29

1,30

1,22

1,22

1,27

PCB

118

MG

10

,15

10,6

410

,37

9,76

9,94

0,85

3610

,23

10,0

70,

8356

6,88

15,2

70,

0000

DEG

1,90

1,95

1,99

1,85

1,81

1,92

1,88

1,33

1,92

PCB

153

MG

87

,83

84,9

980

,30

85,8

310

1,16

0,16

0093

,26

83,1

70,

1325

58,5

613

4,49

0,00

00

DEG

1,89

2,02

1,96

1,90

1,69

1,94

1,85

1,69

1,55

PCB

138

MG

64

,11

61,9

959

,48

63,1

272

,26

0,22

6266

,45

62,0

60,

3310

43,8

695

,55

0,00

00

DEG

1,80

1,90

1,86

1,81

1,63

1,86

1,76

1,60

1,51

PCB

180

MG

79

,37

75,8

275

,26

73,9

793

,86

0,04

0784

,76

74,7

50,

0673

56,7

911

2,82

0,00

00

DEG

1,78

1,92

1,78

1,78

1,61

1,81

1,75

1,67

1,50

PCB

153

+13

8+18

0M

G

232,

9422

4,30

216,

9622

4,36

268,

700,

1230

246,

4222

1,29

0,12

7015

9,83

344,

120,

0000

DEG

0,59

1,93

1,85

1,81

1,62

1,77

1,85

1,64

1,50

PCB

28+

118+

153

+13

8+18

0M

G

253,

5924

6,08

237,

4924

4,58

288,

540,

1530

267,

1724

1,80

0,13

6017

6,52

369,

060,

0000

DEG

0,56

1,86

1,80

1,75

1,58

1,79

1,71

1,57

1,48

HCB

MG

78

,56

62,8

572

,72

75,6

010

7,58

0,02

5452

,78

112,

920,

0000

43,3

214

6,84

0,00

00

DEG

2,95

3,22

3,10

2,86

2,53

2,80

2,72

2,50

2,39

14169 CTP (3)copia 19/5/09 16:40 Página 185


186

TAB

LA 6

NIV

ELES

DE

PCB

Y P

LAG

UIC

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S O

RG

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OCL

OR

AD

OS

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NG

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E LÍ

PID

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A D

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IO,

SEXO

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D. N

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83 IN

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IDU

OS

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)

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SEXO

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(AÑ

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LA

BC

DH

OM

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UJE

R20

-44

45-6

9

Bio

mar

cado

rn

283

6470

7772

135

148

145

138

β-H

CHM

G

42,7

839

,86

44,4

544

,35

38,9

40,

8381

34,2

650

,27

0,00

0424

,22

74,8

10,

0000

DEG

2,67

2,62

2,71

2,39

2,34

2,54

2,38

2,15

1,96

γ-H

CHM

G

9,23

9,29

9,93

9,17

8,60

0,07

199,

469,

020,

2156

9,79

8,67

0,00

14

DEG

1,38

1,29

1,53

1,37

1,31

1,52

1,22

1,32

1,43

p,p’

-DD

EM

G

191,

4315

9,25

183,

1022

0,17

202,

720,

2126

186,

3219

6,21

0,64

7612

4,67

300,

500,

0000

DEG

2,58

2,70

2,66

2,64

2,32

2,61

2,56

2,25

2,39

p,p’

-DD

TM

G

18,9

019

,95

18,7

118

,64

18,4

50,

8231

18,7

819

,00

0,85

4417

,90

20,0

10,

0265

DEG

1,69

1,68

1,69

1,59

1,81

1,74

1,65

1,58

1,79

MG

: MED

IA G

EOM

ÉTR

ICA

; DEG

: DES

VIAC

IÓN

EST

ÁN

DA

R G

EOM

ÉTR

ICA

.

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5. DISCUSIÓN

Los resultados muestran que no hay diferencias estadísticamente significativas

en los niveles de dioxinas, PCB dioxin-like y PCB más frecuentes entre las zonas

de estudio y las zonas control. La magnitud de la mayoría de las diferencias

halladas suele ser pequeña. No se observan diferencias significativas entre

zonas con niveles y tipos de contaminación diferentes (urbana, industrial y de

tráfico). La mayoría de los estudios publicados en el entorno de plantas de inci-

neración de residuos urbanos3,5,7,9,10,12 no observan aumento de los niveles de

dioxinas en la población cercana a las plantas de tratamiento de residuos en el

transcurso del tiempo.

La concentración media de dioxinas fue más elevada en mujeres que en

hombres, aunque la diferencia no alcanzó la significación estadística. Otros

autores han observado estos resultados3,4,12, los cuales se podrían explicar

bien por la presencia de una mayor cantidad de tejido adiposo en mujeres o

bien por una mayor ingesta a través de la dieta, que es la mayor fuente conoci-

da de exposición a dioxinas en humanos2,8. Por otra parte, se observó que los

niveles de dioxinas, furanos, PCB dioxin-like y PCB más frecuentes son siem-

pre más elevados en el grupo de edad más avanzada, lo cual es coherente con el

hecho de que se trata de sustancias liposolubles que se acumulan en el tejido

adiposo. La misma relación se ha observado en estudios realizados anterior-

mente3,5-10,12.

Los niveles de dioxinas en sangre varían sustancialmente dependiendo

del país y del área geográfica. Los niveles de dioxinas y PCB de este estudio

muestran valores similares a los descritos en otros estudios llevados a cabo en

Tarragona4, Alemania3,13 y en Mataró10. Los valores que hallamos son superio-

res a los observados en Madrid14, Portugal (CITA), Nueva Zelanda15y

Australia16. Un factor a tener en cuenta es la diferencia en la dieta entre las dis-

tintas poblaciones, especialmente el consumo de pescado y de otros alimentos

ricos en grasas. Conviene destacar el alto consumo de pescado de la Comunidad

Autónoma del País Vasco con respecto a otras comunidades autónomas y otros

países17. La tabla 7 resume los niveles de PCDD/F en sangre descritos en estu-

dios llevados a cabo anteriormente. Se puede observar que, en términos gene-

rales, los niveles de este estudio son similares o ligeramente superiores.

Respecto a los PCB dioxin-like, un estudio realizado en Madrid14 analizó

los niveles de cPCB en 11 muestras de individuos no expuestos. Las edades

estaban comprendidas entre los 19 y los 55 años. Las medias observadas para

los PCB 126 y PCB 169 fueron de 55,21 y 30,26 pg/g lípido respectivamente. El


187

14169 CTP (3)copia 19/5/09 16:40 Página 187

I-TEQ para dichos PCB (126, 169) fue de 7,03 pg I-TEQ/g lípido. En compara-

ción, un estudio llevado a cabo en Australia16 halló un menor valor medio de I-

TEQ para estos mismos PCB (1,98 pg I-TEQ/g lípido).

TABLA 7

RECIENTES ESTUDIOS DE LOS NIVELES DE PCDD/FS EN SUERO EN LA POBLACIÓN GENERAL

AUTOR AÑO RECOGIDA LUGAR I-TEQ PG/G LÍPIDO

Wittsiepe J. 1989 Alemania 43,7

Deml E. 1993 Alemania 17

Jiménez B. 1993 Madrid 14,4

Schuhmacher M. 1997 Tarragona 27

González C.A. 1997 Mataró 15,7

Reis M.F. 1999 Lisboa 16,5*

Wittsiepe J. 1998 Alemania 20,7

Buckland SJ. 2001 Nueva Zelanda 12,8

Reis M.F. 2002 Madeira 11*

Agramunt M.C. 2002 Tarragona 17,8*

Serra-Prat M. 2002 Mataró 20,2

Serra-Prat M. 2002 IRSUMaresme 15,8

Serra-Prat M. 2002 Arenys de Mar 17,9

Harden F. 2004 Australia 6,7

Este estudio 2007 Bizkaia 23,4**WHO-TEQ PG/G LÍPIDO.

Otro estudio llevado a cabo en Mataró18 analizó los niveles de PCB en

198 individuos de 18 a 69 años. En 1995, la media de PCB (138+153+180)

fue de 1,76 μg/l. En 1997, dos años después de que la planta incineradora

se pusiera en marcha, la media fue de 1,94 μg/l. Los niveles de PCB no

estaban influenciados por la zona de residencia, es decir, cercana o aleja-

da de la planta.

En Nueva Zelanda15 analizaron los niveles de PCB en 1.834 muestras de

individuos mayores de 15 años. Se obtuvieron 60 pools según sexo, raza, edad y

zona geográfica. El total de PCB presentó un valor medio de 6,86 pg I-TEQ/g

lípido. En un estudio llevado a cabo en Alemania19, analizaron 104 muestras de

sangre para medir los niveles de PCB 77, 126, 169. Las medias de estos congé-

neres fueron 16,1, 80,3 y 101,8 pg/g lípido, respectivamente.


188

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En relación a los plaguicidas p,p’-DDT y p,p’-DDE, los resultados obteni-

dos en este estudio son consistentes con los publicados para la población gene-

ral de las Islas Canarias20, en la que el p,p’-DDE fue el compuesto

organoclorado detectado con mayor frecuencia y a mayores concentraciones

(mediana de 118 ng/g lípido, frente a la mediana de 191,5 ng/g lípido de este

estudio). El p,p’-DDT se descompone con bastante rapidez en el medio

ambiente, dando lugar a la forma más persistente de este plaguicida, el p,p’-

DDE. Los niveles de este metabolito son utilizados a menudo para valorar

exposiciones crónicas al DDT. En un 43% de las muestras de Canarias pudo

cuantificarse el p,p’-DDT, siendo el valor de su percentil 75 (P75) de 242

ng/g lípido. En nuestro estudio un 31% de las muestras presentó valores

cuantificables de p,p’-DDT, y el P75 fue 21 ng/g lípido. En un intento de

diferenciar entre exposición pasada y actual al DDT, varios autores21 han

utilizado el ratio DDT/DDE. Un ratio DDT/DDE bajo informa de una expo-

sición al DDT alejada en el tiempo. Por el contrario, un ratio DDT/DDE alto

implica una exposición reciente. En contraste con el estudio de las Islas

Canarias, donde el P75 del ratio DDT/DDE observado fue de 1,30, nuestro

estudio mostró un P75 de 0,18. Este resultado nos hace pensar que la conta-

minación por plaguicidas entre la población de nuestro estudio ha de con-

siderarse como no reciente; es decir, consecuencia de exposiciones

pasadas. También refleja más exposición directa al p,p’-DDE (presente en

diversos alimentos grasos), y no sólo como resultado de la transformación del

p,p’-DDT en p,p’-DDE.

Numerosos estudios muestran mayores concentraciones de p,p’-DDE al

aumentar la edad20. En nuestro estudio confirmamos dicha relación. En algu-

nos estudios previos, incluido el de Canarias20, el género influía en los niveles

de p,p’DDE, presentando las mujeres niveles más elevados. En nuestro estu-

dio, no se encontraron diferencias significativas por sexo para ningún plagui-

cida organoclorado.

Este estudio muestra valores de dioxinas, sustancias similares y compues-

tos plaguicidas organoclorados que son el resultado del primer corte transver-

sal realizado en distintas poblaciones. Aunque no se hayan observado

resultados que indiquen una influencia negativa de la planta en la población, es

necesario seguir realizando el seguimiento de los niveles en población para

valorar el posible efecto de la PVERU en los mismos. Posteriores determina-

ciones servirán para evaluar si vivir en las cercanías de una planta de trata-

miento de residuos sólidos urbanos se traduce en una exposición mayor a estos

contaminantes.


189

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5.1. LIMITACIONES DEL ESTUDIO

El procedimiento utilizado en este estudio para la determinación de dioxinas y

sustancias similares a las dioxinas es el de la agrupación de muestras de sangre

(pools), lo cual conlleva la limitación de no disponer de resultados para perso-

nas individuales. Este procedimiento es práctica habitual para proporcionar de

forma rápida y eficiente información útil para las decisiones de salud públi-

ca7,9,10. Sin embargo, un problema es la baja potencia estadística, debida al

pequeño tamaño de la muestra; ello hace menos probable encontrar diferen-

cias estadísticamente significativas. Por esta razón es conveniente valorar la

magnitud de las diferencias halladas en las concentraciones con independen-

cia de su significación estadística.

En este estudio pudo producirse un posible sesgo de selección en la captación

de los participantes. Así, en la zona A la mitad de los sujetos provenían de las

llamadas telefónicas entre los individuos del censo municipal, mientras que en

las otras zonas la colaboración fue menor en este procedimiento de muestreo.

El grado de participación de voluntarios o de pacientes que acudían a centro de

salud pudo condicionar diferencias socioeconómicas entre las submuestras de las

zonas.

AGRADECIMIENTOS

Los autores desean manifestar su agradecimiento a Zabalgarbi S.A., entidad propietaria de la plan-

ta de valorización energética de residuos urbanos, sin cuya colaboración desinteresada no hubiera

sido posible la realización de este estudio. Quieren asimismo agradecer la ayuda recibida por parte

del personal técnico de las diferentes instituciones implicadas, y en especial la de todos los partici-

pantes que amablemente aceptaron tomar parte en el trabajo. El estudio estuvo financiado por un

contrato entre Zabalgarbi S.A. y el Departamento de Medicina Preventiva y Salud Pública de la

Universidad del País Vasco y, como se comenta en el texto, es consecuencia de la exigencia del

Ayuntamiento de Bilbao de realizar el mismo.

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191

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5. HEAVY METAL LEVELS (Pb, Cd, Cr & Hg) IN THE ADULT GENERAL POPULATION NEAR AN URBAN SOLID WASTE INCINERATOR. Onartuta the Science of the Total Environment aldizkarian, argitaratzeko zain, 2010.

121

HEAVY METAL LEVELS (Pb, Cd, Cr & Hg) IN THE ADULT GENERAL

POPULATION NEAR AN URBAN SOLID WASTE INCINERATOR

Miren Begoña Zubero (1,2), Juan José Aurrekoetxea (2,3), Jesús María Ibarluzea (3,4), Maria

Jesús Arenaza (5), Carlos Rodríguez (2), José Ramón Sáenz (2)

(1) Research Unit, Cruces Hospital, Barakaldo, Bizkaia.

(2) Department of Preventative Medicine and Public Health, University of the Basque Country, Leioa,

Bizkaia.

(3) Public Health Department, Dept. of Health, Basque Government, Gipuzkoa.

(4) Epidemiolgy and Public Health CIBER (CIBERESP).

(5) Basque Institute for Occupational Health and Safety, Barakaldo, Bizkaia.

ABSTRACT

In 2005 an urban solid waste incinerator (SWI) was commissioned in Bilbao (Basque

Country, Spain). Serum and urine samples were collected from 95 and 107 volunteers in

2006 and 2008 respectively, of which 62 were repeats from the same individuals. Blood

lead levels (BPb) were determined, as were the concentrations of cadmium (Cd),

chromium (Cr) and mercury (Hg) in urine (UCd, UCr and UHg). The town of

Alonsotegi and a borough of Bilbao (Altamira, Rekalde) were considered to be close,

less than 2km from the plant, and correspond to an urban environment with high traffic

density. The areas of reference were a borough of Bilbao (Santutxu-Zurbaran), 5 km

from the plant, also in an urban area with high traffic density, and a small town with

little industrial activity and low traffic density (Balmaseda) 20 km from the plant;

neither of these is downwind from the site with respect to prevailing winds. There was a

significant correlation for BPb, r=0.63 (p<0.001), between the two surveys. However,

there was no linear correlation for the other three metals (UCd, UCr and UHg), between

the two sampling periods (p>0.05). Multiple linear regression models did not show

increases over time of the levels of BPb, UCd, UCr and UHg in the areas close to the

SWI compared to those of areas located further away, after adjusting for confounding

variables. These results reinforce the hypothesis that populations near modern plants for

solid waste incineration do not manifest increased levels of heavy metals.

Keywords: Heavy Metals, Lead, Cadmium, Chromium, Mercury, Incineration,

Population Surveillance.

1. Introduction

Heavy metals such as lead (Pb), cadmium (Cd), chromium (Cr), and mercury (Hg) are

among the pollutants found in the emissions from urban solid waste incinerators

(SWIs). Levels of Pb and Cd released from SWIs have been reduced considerably

during the last decade due to the application of new technologies (Allsopp et al., 2001).

Nevertheless, the concern caused by heavy metals still is a matter of interest for the

scientific community and general public, given that they have adverse effects on human

health and accumulate in the food chain (Agramunt et al., 2003; Llobet et al., 2003).

Chromium and cadmium are considered to be carcinogenic by the WHO International

Agency for Research on Cancer (IARC, 1990; IARC, 1993), while lead and mercury are

of special concern due to their neurotoxicity. Chromium is also allergenic and cadmium

causes pulmonary and renal diseases, as well as osteomalacia and osteoporosis. Lead

also causes renal damage and anemia (Järup, 2003).

The use of biomarkers as tools for evaluating the exposure of the population to certain

pollutants is increasingly employed by the scientific community, since they offer the

possibility not only of evaluating the human exposure to environmental pollutants, but

also to study the potentially harmful effects for the health associated with such exposure

(Angerer et al., 2007). Measurements of heavy metals in biological samples from the

general population close to incineration plants have been collected in other studies

(Agramunt et al., 2003; Domingo et al., 2001; Fierens et al, 2007; González et al., 2000;

Kurttio et al., 1998; Reis et al., 2007; Schuhmacher et al., 2002; Serra-Prat et al., 2004).

Such studies aim to answer the concerns of the population living near the plants, by

measuring the heavy metal levels in blood and urine, before or just at the start of the

activity and after some time. Results from these studies have not shown increased

exposure of these levels over time.

According to Lauwerys (2007) blood lead (BPb) is influenced by the body burden of

lead and recent exposure to it. The UCd is a reflection of the body burden of Cd and

saturation status reflects recent exposure to Cd The UCr is a valid indicator of exposure

to derivatives of Cr (VI), which are those that have a toxic effect. The UHg it is a valid

indicator of exposure to Hg.

The commissioning of an urban solid waste incinerator in Bilbao (Basque Country) in

2005 gave us the opportunity to evaluate the exposure to certain pollutants in a

population close to the plant. Apart from measuring heavy metals (Zubero et al., 2008),

levels of PCDD/Fs and PCBs (Zubero et al., 2009) were analyzed. The objective of this

current study was to analyze the evolution of the blood lead levels (BPb) and urine

levels of chromium (UCr), cadmium (UCd) and mercury (UHg) in the general adult

population living near the plant.

2. Methods

2.1. Population and Sampling

The town of Alonsotegi and the borough of Altamira-Rekalde (Bilbao), both within 2

km of the plant and in an urban environment with high traffic density, where considered

the population of the area close to the incinerator plant. The area of reference or control

area was a combination of: an urban environment with high traffic density, 5 km from

the plant, Santutxu-Zurbaran (Bilbao), and a small town with low traffic density,

Balmaseda, 20 km from the plant. The control area had low industrial activity and was

downwind from the plant with respect to the prevailing winds. At least 160 people per

area (close and control) had been selected at random from the census of the adult

population, falling into two groups of 80 individuals of each gender and the following

age groups: between 20 to 44 years old, and 45 to 69 years old, all having lived in the

study areas for at least 5 years. All participants signed the informed consent to take part

in the study under the specified conditions. Samples were collected in two phases, at the

beginning of 2006 and 2008. Initially, a letter explaining the objectives of the study was

sent to 160 people in each area (80 men and 80 women), of which half were in each age

group (20 - 44 and 45 - 69 years old). The letter was followed up by a phone call

inviting them to take part in the study. In order to complete the sample groups,

volunteers from the boroughs and town were included and, where necessary, patients

with no liver or renal disease who attended at the health centre to undergo tests. For the

second phase, the collaboration of the participants from the previous phase was

requested. However 34 of them (10.5%), declined to take part in this second phase for a

variety of reasons; the main one being the difficulty of making an appointment or the

need to give a blood sample. Extra participants were recruited to complete the sample

groups in a similar way to the first phase.

2.2. Collection of samples and laboratory analysis

To determine lead blood levels a venous blood sample was taken from all participants in

the study using a Vacutainer EDTA (ethylenediaminetetraacetic acid) tube and they also

provided a urine sample for determination of chromium, cadmium and mercury levels.

Samples were collected, treated, stored and transported in accordance with the

regulations of the Hygiene Laboratory of the Basque Institute for Occupational Health

and Safety OSALAN, and the following tests were carried out: 1) BPb - Graphite

furnace atomic absorption spectrometry (Spanish Health and Safety regulation UNE

81590-92); 2) UCd - Graphite furnace atomic absorption spectrometry (“in-house

method”); 3) UCr - Graphite furnace atomic absorption spectrometry (MTB-MB-

018/A94); and 4) UHg - Cold vapor atomic fluorescence spectroscopy (Spanish Health

and Safety regulation UNE 81595-98).

Detection limits were 10 µg/L, 0.05 µg/L, 0.2 µg/L and 0.2 µg/L for lead, cadmium,

chromium and mercury, respectively. The results in urine were expressed in relation to

creatinine in order to minimize the effect of renal clearance. Very diluted (creatinine

<0.3g/L) or very concentrated (creatinine >3.0 g/L) urine samples were not considered

to be suitable to monitor exposure. With regards to lead, there was a difference in terms

of the instruments used between 2006 and 2008. In the first phase, analyses were carried

out using a Perkin Elmer 1100B spectrophotometer with a deuterium lamp background

correction system, while in 2008 a Varian SpectrAA 240Z was used with a Zeeman

background correction system. Instruments including the Zeeman effect allow a more

exact correction of background than those using a deuterium corrector, and are

particularly useful for the direct determination of elements in samples such as urine and

blood.


All participants completed a questionnaire collecting socioeconomic data: level of

education, profession, social class (five categories, category I corresponding to the

highest social class, and V the lowest), work and body mass index (BMI) (divided into

three groups: BMI<25 -not overweight-; BMI 25 to 29.9 –overweight-, and BMI>=30 -

obese), smoking, and food consumption from local farms and gardens. In 2008, three

variables were added: consumption of alcohol and of fish and the presence of dental

amalgams. The three sampling variables were also analyzed: age, gender and location.


Medians, geometric means and confidence intervals (IC 95%) were calculated.

Logarithmic transformation of the variables brought them closer to a normal distribution

and reduced variability. For the purpose of statistical analysis, a value of half of the

detection limit was assigned to the cases with levels below that limit, before creatinine

correction.

The differences of means of the sampling variables, location, age and sex were

evaluated with the Student t-test. The means of the all individuals who took part in 2006

and 2008 were compared as independent samples, and in the cases of people who had

biological samples taken in both surveys, paired analysis and a calculation of the

Pearson correlation coefficient between the two measurements were also calculated. To

assess any potential increase in people living near the plant, a multiple linear regression

model was used, introducing an interaction term between nearness or remoteness to the

plant and year of sampling, and adjusting for confounding variables. The variance

explained by the model was estimated by means of the coefficient of determination. A

significance level of 0.05 was applied. Statistical analysis was performed using SPSS

version 16.0 statistical package.

3. Results

Table 1 shows the characteristics of the individuals taking part in the two phases of the

study. Significant differences were not found in each of the surveys between the “near”

and “far” areas, nor between the two surveys for the characteristics of the study

population: age, sex, education level, work, social class, body mass index, smoking, or

consumption of local produce. Table 2 shows the percentage of the samples in which

concentrations were found to be above detection limits. Specifically, with regards to

BPb, samples above the detection limit increased significantly in 2008 compared to

2006. Cadmium in urine (UCd) was detected in more than 90% of the samples in both

years of study. The percentage of samples with UCr and UHg above the detection limit

was high in both study phases. Nevertheless, these above detection limits percentages

for UCr and UHg decreased significantly in 2008 compared to 2006.

Table 3 shows the analysis of comparison of means for independent samples and for the

paired samples between 2006 and 2008. A significant increase of BPb levels was

observed in 2008 (p<0.001). In urine, UCd and UHg did not show significant

differences, while UCr showed a significant reduction (p=0.001). Paired analysis

showed the same results as those for independent samples. There was a significant

positive correlation for BPb between 2006 and 2008 (r=0.63, p<0.001), but no

significant linear correlation was found for the other three metals (p>0.05).

Table 4 shows the geometric means of the heavy metals in relation to the sampling area,

sex, age, and year of study, 2006 or 2008, and the variation observed. In both surveys,

2006 and 2008, higher levels of BPb were observed for older people, and there were

higher levels of BPb in men than women, reaching values close to statistical

significance in 2008. BPb levels were higher in individuals living close to the SWI in

both surveys, although the differences were not statistically significant. There were

higher BPb levels in 2008 compared to 2006 for all the subgroups of area, sex and age.

Cadmium in urine (UCd) was also significantly higher for people living near the SWI

for both surveys. Statistical differences were not found between sex and age, nor was

there statistical variation between 2006 and 2008 in any of the subgroups. Chromium in

urine (UCr), which was significantly higher in individuals living in areas further from

the SWI, showed a significant decrease in 2008 in this zone with respect to 2006, the

levels being similar in both areas for 2008. A significant reduction in chromium levels

for people aged between 20 and 45 years was also found. Mercury in urine (UHg) was

significantly higher in women compared to men in 2006, with a non significant decrease

and a significant increase being found in women and men respectively for 2008. The

younger group showed higher levels than the older age group, close to statistical

significance in 2008. No statistical differences were observed between areas nor

significant changes in levels over time.

The graphs 1 to 4 show the box plot for each metal in relation to the area of study, near

to and far away from the SWI. Multiple linear regression analysis (Table 5), adjusted for

the sampling variables, age and sex, and for the confounding variables that were

significantly associated with the dependent variable, showed a significant increase in the

BPb in 2008 compared to 2006. However, there was not found a significant association

with the distance to the SWI or with the interaction year-distance to the SWI, a parallel

increase being detected in both areas. Blue collar workers of the steel industry showed

higher levels of the metal and there was a significant increase with age. The variance

explained by the model was 36%. For UCd, the model showed increased levels close to

the SWI, but it did not show association between years or an interaction year-distance,

meaning that UCd levels did not change over time. With respect to social class,

significantly higher levels of UCd were detected in higher social classes. No further

variables were associated with the urine excretion of Cadmium. The model explained

10% of the variance of UCd. The regression model for UCr reflected the higher levels

of this metal in the area far from the plant, showing a significant negative association

with the distance to the SWI and with the year, and a positive association with the

interaction year-distance. No other variables were associated with UCr. The variance

explained by the model was 22%. No variables were significantly associated with UHg;

the variance explained by the model being 3% (Table 5).

4. Discussion

This study shows the evolution in the levels of heavy metals (BPb, UCd, UCr and UHg)

in volunteers from a general adult population, living close to a SWI three years after

commissioning, compared to a control population, located further from the plant.

Increased levels of BPb were observed in the second survey in both areas, the area

located close to the plant and the area further away. In addition, significantly higher

levels of UCd were observed close to the SWI, although no significant increases were

observed during this study. Similarly, there were no significant increases of UCr and

UHg in the area close to the SWI over the time.

The decrease in Spain in the use of Pb in gasoline and technology improvements

resulted in a decline in serum concentrations of this element even before its ban in 2000

(Schuhmacher et al., 1996). The BPb observed in both phases of the study were much

lower than those shown by other studies carried out in previous decades across Europe

(Elinder et al., 1983; Mauras et al., 1995, Menditto et al., 1998), where in some cases

concentrations higher to 100 µg/l were found (Morisi et al., 1989; Roggi et al., 1995;

Schuhmacher et al., 1992;). Studies carried out in this decade (Apostoli et al., 2002;

Batáriová et al., 2006; Fierens et al., 2007) have shown similar levels to those found in

this study. However, the monitoring program carried out in North America, showed

values lower than this study (Centers of Disease Control and Prevention, 2005). Table 6

shows a comparison of the results of this study with those of other authors in various

countries carried out in populations living close to SWIs. The various studies show that

in the areas close to the plants, higher levels of lead were not observed. Also, both in the

areas close to and far from the SWIs, there is a decrease of the BPb over time, except

for the study of Reis et al. (2007) in Madeira, in which there was an increase in the area

close to the plant, maybe due to the low levels observed in the area closest to the SWI in

the first survey. We found an increase of BPb with time for all areas, regardless of

distance to the plant.

The levels of UCd observed in this study were similar to those carried out in Europe

(Batáriová et al., 2006; Olsson et al., 2002) and the United States (Centers of Disease

Control and Prevention, 2005), although slightly lower levels were found in Belgium in

the population living close to the plant (Fierens et al., 2007). Levels of UCd reported by

us, show significantly higher values close to the SWI in the first survey, but no increase

was observed over time. The levels of UCr in this study are lower than those reported

by other authors in the nineteen-eighties (Elinder et al., 1983; Minoia et al., 1988). No

significant differences were observed in relation to the area of residence and no

significant increases were detected over the two years of study. It should be noted that

UCr levels in the area further from the SWI were higher in 2006, although these

decreased in 2008, to similar levels to those found near the plant. We are not aware of

any other studies monitoring UCr levels near SWIs. The levels of mercury in urine

(UHg) in this study were lower than those reported by other authors from studies carried

out around incineration plants elsewhere in Europe (Batáriová et al., 2006; Fierens et

al., 2007; Montomoli et al., 2002). Moveover, our data do not show significant

differences with regards to the area of residence and nor did the levels of UHg increase

significantly during the study period.

This study shows a significantly positive correlation (r=0.63) between the two surveys

for BPb. This might be attributable to the persistence of this metal in the body, which is

supported by the positive correlation with age in the multiple regression model, or

alternatively be due to the stability in the level of other sources of exposure over time.

However, we did not find a linear association between the two surveys for the other

three metals UCd, UCr and UHg. The absence of correlation was expected in the case of

Cr and Hg, since their urinary excretion is related to the recent absorption of the metal.

On the other hand, lead, bound to the bone, has a mean lifetime of seven years

(Lauwerys, 2007), which may explain the significant correlation between the two

surveys in our study. In the case of UCd, the urinary excretion should be related to the

body burden and the mean biological lifetime is more than 15 years (Lauwerys, 2007).

So, we are not able to explain the absence of correlation in UCd between the two

measurements in this study, nor the absence of association with age in the regression

model.

To conclude, these results indicate that the levels of heavy metals in the adult general

population in the Bilbao metropolitan area are within the range observed by other

authors elsewhere. Significant differences in the levels of heavy metals between the

populations living close to and further away from the plant were not found. The levels

of UCd, UCr and UHg did not vary during the study period, while BPb levels increased

by a similar amount in all the areas of study, close to and further away from the

incinerator. Overall, this study and others carried out near modern incinerator plants

have not shown an increase in the levels of heavy metals with respect to populations

living further away. The possibility that such effect may be observed over a longer

period of time means that a more extended period may be required than those generally

employed for monitoring industrial facilities potentially polluting activities.

ACKNOWLEDGMENTS

The authors of the study would like to thank Zabalgarbi S.A., owners of the incinerator

plant, without whose collaboration this study would not have been possible, and to the

Basque Health Service-Osakidetza, for facilitating access to the health centers. We

would also like to thank the technical personnel of the various institutions involved, the

nurse who took the blood samples, Nekane Pérez de Nanclares, and especially all the

participants who kindly agreed to take part in this study.

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Tab

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Table 2: Number and percentage of samples with heavy metal concentrations above the detection limit.

Metal 2006 2008 p

DLa N >DL % CI 95% DL N >DL % CI 95%

BPbb (µg//L) 15.0 95 65 68.4 59.1-77.8 10.0 105 104 99.9 97.2-100 <0.001

UCdc (µg/g creatinine) 0.05 86 79 91.9 86.1-97.6 0.05 98 92 93.9 89.1-98.6 0.594

UCrd (µg/g creatinine) 0.20 85 48 56.5 45.9-67.0 0.20 98 38 38.8 29.1-48.4 0.017

UHge (µg/g creatinine) 0.20 86 63 73.3 63.9-82.6 0.20 98 52 53.1 43.2-62.9 0.005

a: DL: detection limit

b: BPb: blood lead

c: UCd: urine cadmium

d: UCr: urine chromium

e: UHg: urine mercury

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Table 4: Concentratios of BPb, UCd, UCr and UHg, in blood and urine, in relation to the area of residence, near or far to the SWI,

sex and age. Geometric means and CI 95%

Metal 2006 2008 % Variationa

N MG CI 95% pb N MG CI 95% pb 2008-2006 pc

BPbd

Location

Near 48 25.88 21.80-30.74 0.054 56 38.53 34.02-43.63 0.076 49% <0.001

Far 47 20.35 17.17-24.12 49 32.15 27.50-37.59 58% <0.001

Sex

Men 46 25.04 20.75-30.22 0.185 51 39.11 33.95-45.06 0.057 56% <0.001

Women 49 21.20 18.11-24.82 54 32.23 28.10-36.96 52% <0.001

Age

20-45 45 18.26 15.90-20.98 <0.001 45 30.72 26.80-35.21 0.002 68% <0.001

45-69 50 28.26 23.62-33.81 60 40.40 35.57-45.88 43% 0.001

UCde

Location

Near 46 0.37 0.28-0.47 0.049 52 0.35 0.28-0.44 0.014 -5% 0.804

Far 40 0.23 0.16-0.34 46 0.23 0.18-0.29 0% 0.975

Sex

Men 43 0.26 0.19-0.36 0.287 50 0.32 0.26-0.38 0.341 23% 0.341

Women 43 0.34 0.24-0.47 48 0.27 0.20-0.35 -21% 0.279

Age

20-45 41 0.27 0.20-0.37 0.497 45 0.28 0.22-0.34 0.707 4% 0.919

45-69 45 0.32 0.23-0.45 53 0.30 0.23-0.38 -6% 0.724

UCre

Location

Near 46 0.18 0.14-0.23 <0.001 52 0.22 0.18-0.26 0.889 22% 0.223

Far 39 0.50 0.40-0.62 46 0.22 0.19-0.27 -56% <0.001

Sex

Men 42 0.29 0.22-0.39 0.962 50 0.21 0.18-0.26 0.505 -28% 0.068

Women 43 0.29 0.22-0.38 48 0.23 0.19-0.28 -21% 0.182

Age

20-45 40 0.33 0.25-0.44 0.245 45 0.22 0.18-0.27 0.864 -33% 0.024

45-69 45 0.26 0.20-0.34 53 0.22 0.19-0.27 -15% 0.354

UHge

Location

Near 46 0.38 0.28-0.50 0.572 52 0.40 0.33-0.50 0.162 5% 0.693

Far 40 0.33 0.25-0.44 46 0.33 0.27-0.40 0% 0.881

Sex

Men 43 0.27 0.21-0.35 0.008 50 0.40 0.32-0.49 0.290 48% 0.029

Women 43 0.47 0.35-0.62 48 0.34 0.27-0.42 -28% 0.078

Age

20-45 41 0.36 0.27-0.48 0.969 45 0.43 0.35-0.53 0.050 19% 0.316

45-69 45 0.35 0.27-0.47 53 0.32 0.26-0.39 -9% 0.534

a: % variation: (2008 survey - 2006 survey / 2006 survey) * 100

b: comparison of means within year

c: comparison of means between subgroups between 2006 and 2008

d: µg/L

e: µg/g creatinine

Table 5: Beta linear regression coefficients and CI 95% for BPb, UCd, UCr and UHg after logarithmic transformation

Ln BPb (µg//L) Ln UCd (µg/g creatinine) Ln UCr (µg/g creatinine) Ln UHg (µg/g creatinine)

Betaa CI 95% Beta CI 95% Beta CI 95% Beta CI 95%

Constant 2.31 2.01 to 2.60 -2.05 -2.73 to -1.38 -0.58 -1.04 to -0.12 -0.83 -1.37 to -0.29

Sex 0.09 -0.05 to 0.23 -0.03 -0.31 to 0.25 -0.04 -0.25 to 0.17 -0.18 -0.42 to 0.07

Age 0.01 0.01 to 0.02 0.01 -0.00 to 0.02 -0.00 -0.01 to 0.01 -0.00 -0.01 to 0.01

MSWIPb 0.18 -0.02 to 0.38 0.51 0.11 to 0.91 -1.01 -1.32 to -0.70 0.11 -0.25 to 0.47

Yearc 0.44 0.24 to 0.64 -0.04 -0.44 to 0.35 -0.80 -1.11 to -0.50 -0.03 -0.40 to 0.33

MSWIP*yeard -0.04 -0.31 to 0.24 -0.00 -0.55 to 0.54 0.99 0.57 to 1.42

0.12 -0.38 to 0.61

Metal worker 0.66 0.40 to 0.92

Social class 1 0.45e -0.04 to 0.94

Social class 2 0.86 0.28 to 1.43

Social class 3 0.29 -0.13 to 0.72

Social class 4 0.29 -0.08 to 0.66

Coefficient of

determination R2=0.36 R2=0.10 R2=0.22 R2=0.03

a: Beta linear regression coefficient

b: Solid urban waste incinerator plant, near (<2Km)= 1, far (>5Km)= 0)

c: year: 2006=0, 2008=1

d: interaction MSWIP (1: near, 0: far) * year (1: 2008, 0: 2006)

e: p linear tendency= 0.020; reference group: social class 5

Tab

le 6

: Mea

n le

vels

of l

ead

in b

lood

and

urin

ary

conc

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adm

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and

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1st

surv

ey

2nd

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ey

3rd

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n %

var

bN

Mea

n %

var

b

BPb

C

atal

onia

(Gon

zále

z et

al.,

200

0)

far

97

102.

6

- 91

63

.9

-38%

µg//L

near

10

4 81

.7

-26%

93

66

.4

-19%

B

elgi

um (F

iere

ns e

t al.,

200

7)

far

63

45.8

-

near

51

43

.3

-6%

near

33

39

.4

-16%

Po

rtuga

l (R

eis e

t al.,

200

7) L

isbo

n fa

r 30

82

.0

- 75

28

.0

-66%

75

36

.0

-56%

near

13

8 77

.0

-6%

75

47

.0

-39%

75

51

.0

-34%

Po

rtuga

l (R

eis e

t al.,

200

7) M

adei

ra

far

55

36.0

0

%

55

37.0

3

%

near

55

27

.0

-33%

55

39

.0

44%

C

atal

onia

(Fer

ré_H

uget

et a

l 200

8)

near

14

4 24

.0

-

Th

is st

udy

far

47

20.3

-

49

32.1

5

8%

near

48

25

.9

22%

56

38

.6

49%

UC

d B

elgi

um (F

iere

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t al.,

200

7)

far

63

0.49

0

%

µg/g

near

51

0.

62

21%

Cre

atin

ine

ne

ar

33

0.43

-1

4%

Th

is st

udy

far

40

0.23

-

46

0.23

0

%

near

46

0.

37

38%

52

0.

35

-5%

UH

g B

elgi

um (F

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ns e

t al.,

200

7)

far

63

1.95

-

µg/g

near

51

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-8%

crea

tinin

e

near

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Th

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far

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-

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0.33

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%

near

46

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5%

a: %

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iatio

n: (n

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far /

far)

* 1

00

b: %

var

iatio

n: (2

nd o

r 3rd

surv

ey -

1st su

rvey

/ 1st

surv

ey) *

100

Figure 1: Levels of BPb in µg//L, and UCd, UCr y UHg en µg/g creatinine, in relation to the distance to the plant and year of study. Box plot graphs.

Near Far

MSWIP

0,00

2,00

4,00

6,00

8,00

10,00

12,00

14,00

BPb

year20062008

Near Far

MSWIP

0,00

0,50

1,00

1,50

2,00

UCd

year20062008

Near Far

MSWIP

0,00

0,20

0,40

0,60

0,80

1,00

1,20

1,40

UCr

year20062008

Near Far

MSWIP

0,00

0,50

1,00

1,50

2,00

2,50

3,00UH

gyear

20062008

6. EVOLUTION OF PCDD/Fs AND DIOXIN-LIKE PCBs IN THE GENERAL ADULT POPULATION LIVING CLOSE TO A MSW INCINERATOR. Chemosphere aldizkarira bidalita, 2010.

145

EVOLUTION OF PCDD/Fs AND DIOXIN-LIKE PCBs IN THE GENERAL

ADULT POPULATION

LIVING CLOSE TO A MSW INCINERATOR

MB Zuberoa,b, JJ Aurrekoetxeab,c, JM Ibarluzeac,d, J Riverae, J Parerae, E Abade, C Rodríguezb,

JR Sáenzb.

a Research Unit, Cruces Hospital, Baracaldo, Spain. b Department of Preventive Medicine and Public Health. University of the Basque Country. B Sarriena

s/n, Leioa, Bizkaia. Spain. c Sub-department of Public Health, Health Department, Basque Government. Avenida de Navarra 4,

20013 San Sebastián, Spain. d CIBER Epidemiology and Public Health (CIBERESP). Spain. e Dioxins Laboratory, Environmental Chemistry Department , IDAEA-CSIC, Jordi Girona 18, 08034

Barcelona. Spain.

ABSTRACT

It is well known that municipal solid waste incinerators (MSWI) produce dioxins and

furans. The aim of this study was to assess the serum levels of compounds with dioxin-

like activity such as polychlorinated dibenzo-p-dioxins (PCDDs), polychlorinated

dibenzofurans (PCDFs) and dioxin-like PCBs after the commissioning of a MSWI

plant. In 2006 and 2008, serum samples were obtained from, respectively, 322 and 326

volunteers from the general population living in the vicinity of the plant and, as a

reference group, living far away from the MSWI plant and out of the path of the

prevailing winds. Samples were pooled for every 20 individuals, grouped by age and

sex, thus obtaining 16 pool samples per year. No significant differences were observed

between PCDD/Fs with respect to area of residence or proximity to the plant along the

time of the study, with 26.9 and 20.0 pg WHO-TEQ g lipids-1, both nearby and far from

the MSWI in 2006, respectively, and 20.8 and 26.4 pg WHO-TEQ g lipids-1,

respectively, in 2008. Non-ortho PCBs showed a significant decrease in values in the

nearby area. Mono-ortho PCBs showed an important increase, both in the nearby area

and in the area far from the MSWI. Age was significantly associated with PCDD/Fs and

dioxin-like PCBs. Sex showed no significant association. This study shows that there is

no increase in the levels of compounds with dioxin-like activity in the population living

close to the MSWI, in agreement with the literature reviewed, as long as these are plants

of recent construction using state-of-the-art technology.

Keywords: Serum, Dioxins, Furans, Polychlorinated Biphenyls, Waste Incineration,

Environmental Exposure.

1. Introduction

Incineration is one of the most commonly used alternatives for waste management. It is

considered an option not only for municipal solid waste, but also for hazardous and

sanitary waste. When compared to other waste treatments, incineration shows

advantages such as volume reduction and energy recovery. However, there is concern

amongst the general population in the surrounding areas of this type of plants to know

the possible effects that the emissions from these facilities may have on their health.

Amongst the emissions raising this concern, the most relevant due to their toxicity are

heavy metals, polychlorinated dibenzo-p-dioxins (PCDDs) and polychlorinated

dibenzofurans (PCDFs) (Quaβ et al., 2000, 2004). PCDD/Fs are a group of undesirable

by-products that appear in trace amounts in several combustion processes and in the

production of chlorinated compounds. Due to the diversity of sources capable of

generating these chemical substances, halogenated aromatic compounds are present

throughout the environment. Their resistance to biological and chemical degradation

and their lipophilic nature make these compounds susceptible of bioaccumulation and

biomagnification through the food chain (Schecter et al., 2001), thus increasing their

potential risk to human health.

A review of epidemiological studies published between 1983 and 2008 (Porta et al.,

2009) showed a possible excess risk of congenital anomalies and low weight at birth

and a possible excess of non-Hodgkin lymphomas and soft tissue sarcomas in people

living close to municipal solid waste incinerators (MSWI). The existence of

confounding factors such as socioeconomic differences and the possible bias in these

studies led the authors to consider that the degree of evidence existing with respect to

these risks is limited. Viel (2008) also considered that the results of his study could not

be extrapolated to modern incinerators, which have lower levels of emissions of

contaminants.

The use of biomarkers is a good tool to find out human exposure to these persistent

contaminants (Needham et al., 2007). In humans, most of the body burden of PCDD/Fs

comes from food (Schumacher et al., 1999; Fierens et al., 2007). Several studies have

been performed in different countries on the general population that is not exposed to

emissions from point sources. The lowest value observed was 6.9 pg WHO-TEQ g

lipids-1, in Australia in 2003 (Harden et al., 2004), and the highest was 43.7 pg I-TEQ g

lipids-1, observed in Germany in 1989, although a measurement made in 1996/8 showed

a decrease of these levels to 20.7 pg I-TEQ g lipids-1 (Wittsiepe et al., 2000) Other

studies provide values between these limits (Jiménez et al., 1996; Päpke et al., 1996;

Bates et al., 2004; Harden et al., 2004).

Studies comparing serum levels of PCDD/Fs between populations near and far from

MSWIs did not show, overall, higher values in those close to the MSWIs (Chen et al.,

2004; Leem et al., 2006; Reis et al., 2007; Fierens et al., 2007; Huang et al., 20007; De

Felip et al., 2008; Zubero et al., 2009). Neither did studies assessing the evolution of

PCDD/Fs over time in pre-post studies show any differential increases in the vicinity of

the MSWIs (Evans et al., 2000; González et al., 2001; Nadal et al., 2008).

In 2005, a new municipal waste treatment plant was commissioned in Bilbao (Basque

Country). Bilbao and its metropolitan surroundings are an area that was in the past an

important centre of the iron and steel industry, and which is currently experiencing a

great development of companies in the services sector. The aim of this study is to find

out and analyse the evolution of serum levels of PCDD/Fs and dioxin-like PCBs in the

period from 2006 to 2008 in the adult urban general population who is not exposed at

work and lives either in the vicinity or far away from a recently commissioned MSWI.

2. Material and methods

2.1. Population and sample

The areas considered close to the MSWI were the municipality of Alonsotegi and the

Rekalde neighbourhood of Bilbao, both located less than 2 km away from the plant and

in an urban environment with high traffic density. The reference area or the area far

away from the MSWI was the Santutxu neighbourhood of Bilbao, located in an urban

environment with high traffic density (5 km away from the plant) and a small

municipality with low traffic density, Balmaseda (20 km away from the plant), both

with little industrial activity and out of the path of the prevailing winds. A minimum of

160 individuals per area were randomly selected from the general adult population,

divided into subgroups of 80 individuals of each sex and age range: 20 to 44 years of

age and 45 to 69 years of age and living in the same area for at least 5 years. Sample

collection was performed in 2 phases; at the beginning of 2006 and the beginning of

2008. On the first year, a letter was sent to these individuals informing them of the

objectives of the study and inviting them to participate. In order to complete the number

of participants, volunteers from the neighbourhood or municipality were secondly

recruited and, finally, patients without liver or renal pathology under health care were

also included. Complete information was recorded from 322 individuals. During the

second phase we requested the cooperation of the participants involved in the first

phase. However, 99 participants from the previous phase, 31% of the total, refused to

take part in the second phase for different reasons, the main cause for refusal being the

difficulty to make an appointment and the need to provide a blood sample. The sample

was completed in a similar way as in the previous phase. Complete information was

recorded from 326 individuals in the second phase. Table 1 describes the population

under study.

2.2. Sampling and laboratory analysis

All participants signed a document providing their consent to take part in the study

under the stated conditions. 20 ml of blood were extracted from all the individuals under

study. They were not required to fast although they were recommended not to eat fats

the previous night. The extractions were performed using vacutainer test tubes without

anticoagulant and samples were immediately transferred to a glass centrifuge tube. In

order to obtain the serum, the blood was allowed to settle for approximately 60-75

minutes at room temperature until clotted. Next, the sample was centrifuged at 1500 g

for 15 minutes. The serum was drawn off using a Pasteur pipette without touching the

clot. The serum samples from both surveys were grouped by age and sex, forming pool

samples of 40 individuals for each area, with 4 ml of serum each. The pools were frozen

at -20ºC before 90 minutes after they were obtained. The processes of blood extraction,

serum collection, storage and transport were performed under the conditions established

by the reference laboratories (Patterson et al., 1991). The levels of dioxins, furans and

dioxin-like PCBs, including non-ortho PCBs (77, 81, 126, 169) and mono-ortho PCBs

(mPCBs 105, 114, 118, 123, 156, 157, 167, 189) were assessed in each pool.

The samples were spiked in the laboratory prior to extraction with a known amount of a

solution containing 13C12-PCDD/Fs (EPA-1613LCS, Wellington Laboratories Inc.,

Guelph, Canada) and 13C12-DL-PCBs (WP-LCS, Wellington Laboratories Inc., Guelph,

Canada). Liquid-liquid extraction was then performed using petroleum ether and diethyl

ether as solvents. Following the extraction the samples were purified and fractionated

by liquid-solid adsorption chromatography. To do this, a Power-PrepTM automated fluid

management system (FMS Inc., Waltham, MA, USA), including a multilayer silica

column, a basic alumina column and a PX-21 carbon column as adsorbing materials,

was used. Finally, the extracts were analysed by high resolution gas chromatography

coupled with high resolution mass spectrometry (HRGC/HRMS). The analyses were

performed on a 6890N Network GC System gas chromatographer (Agilent

Technologies Inc., Palo Alto, CA, USA) with a DB-5ms capillary column (60m x 0.25

mm I.D. x 0.25 µm in the stationary phase) coupled to an Autospece Ultima NT (EBE

geometry) high resolution mass spectrometer (Micromass, Manchester, UK) controlled

by the MassLynx data system. Gas chromatography effluents were analysed using a

positive electron ionisation source (EI+) working in SIM mode at a resolution of 10000.

The quantification was carried out by isotope dilution. The levels of dioxins, furans and

dioxin-like PCBs are expressed in picograms of compound per gram of lipids (pg g

lipids-1) and in the toxic equivalents determined by the World Health Organisation

(WHO-TEQs). The lipid content in the sample was assayed by enzymatic methods

(Patterson et al., 1991).

The criteria followed by the Dioxin laboratory of the IDAEA-CSIC centre of Barcelona

to ensure the quality of the data obtained included the application of measures for

quality control and assurance such as performing laboratory blanks and control samples.

The study of the laboratory blanks of the laboratory tests showed that the analytes

studied were below the detection limit or were not detected and only traces of the most

chlorinated compounds were quantified. Other internal control measures and routine

verifications addressed aspects such as mass spectrometer sensitivity and resolution, the

adequate separation of the compounds in the gas chromatograph, a correct isotope ratio

or adequate recoveries. Hereinafter, the joint levels of dioxins, furans and dioxin-like

PCBs will be called Total Substances with Dioxin Activity (TSDA).


The variables of study were the area, as an indicator of closeness to the MSWI, age, in

two groups - from 20 to 44 and from 45 to 69 years of age -, and sex. Since we were

dealing with serum pools we could not study the relationship of other variables with

PCDD/Fs and dioxin-like PCBs.


The chi-square test was used to contrast hypotheses for discreet variables. To describe

the levels of dioxins, furans and dioxin-like PCBs, we calculated the medians and

arithmetic means and their standard deviations. Since the levels of biomarkers were not

normally distributed they were analysed using non-parametric tests. The Mann-Whitney

test was used to analyse the variables of sex and age for each of the two year groups.

The correlation between the distributions for the two years was measured using

Spearman's test. The significance level was established at α = 0.05. The statistical

analysis was performed using the SPSS statistics software version 14.0.

3. Results

Table 1 shows the features of the individuals who took part in the two surveys of the

study. No significant differences were observed in age, sex, work activity or body mass

index with respect to the geographical areas in any of the two surveys addressed. In

2006 there was greater participation of volunteers from the telephone appointment and

from people attending their health centres for a blood test in the area close to the MSWI

and less volunteers from the community than in the area far from the MSWI (p< 0.001).

Similarly, in the area close to the MSWI, the percentage of participants with low levels

of education was higher (p=0.014), as well as the number of individuals of a lower

social class (p=0.017); in this area there were more smokers (p=0.014) and more

consumers of local farming products (p=0.003). In 2008 the sample was more

homogeneous, without significant differences except for a greater consumption of local

products in the area close to the MSWI (p=0.003). The comparison of the overall

sample that participated in 2006 with that of 2008 did not show any significant

differences.

Figure 1 shows the evolution of PCDD/Fs and PCBs in the two areas of study using box

plots. Table 2 compares the levels of dioxins, furans, non-ortho and mono-ortho PCBs

and the different groups of compounds in the two years of the study, by area, distance to

the MSWI, sex and age. A significant increase was observed in 2008 with respect to

2006 in mono-ortho PCBs in all the subgroups studied and in the total. Non-ortho

PCBs, however, showed a significant decrease in the area close to the MSWI.

Significant increases for total PCBs were observed in the distant area for older

individuals and in the overall sample, at the expense of mono-ortho PCBs. There were

no significant temporary modifications for dioxins or furans. No significant differences

at all were observed regarding sex, neither in 2006 nor in 2008. Age, however, showed

clear association with the compounds studied, with a significant increase in older

individuals for all the compound groups evaluated.

A reduction in the levels of almost all congeners of PCDD/Fs or non-ortho PCBs was

observed when analysing the evolution over time of these compounds close to the

MSWI (Table 3). Such reduction was significant for eight of the ten furans and three of

the four non-ortho PCBs. In the area far away from the plant, however, there were

increases in the levels of one dioxin, 2,3,7,8-TCDD, one furan, 2,3,7,8-TCDF and of

two non-ortho PCBs, PCB 81 and PCB 169. Significant decreases in five congeners of

furans were also observed. Mono-ortho PCBs showed significant increases in both

areas, which ranged between 126% and 596% with respect to 2006.

4. Discussion

This study shows that people living close to a MSWI do not experience increased serum

levels of dioxins and furans, the contaminants from incineration plants of greatest

concern to the general population, with respect to people living far away from the plant.

These biological exposure indicators showed a non-significant decrease of the levels of

dioxins and furans and a significant decrease of non-ortho PCBs in the population living

close to the MSWI. In the reference population of this study, the levels of PCDD/Fs

increased non-significantly. Mono-ortho PCBs, however, increased in both study areas,

as well as in the subgroups of sex and age. This increase might be explained by a

widespread exposure to these substances, that is similar in the different groups of

individuals, without ruling out the possibility of differences in their quantification, since

this phenomenon is not observed for the other substances analysed nor does it have any

other plausible explanation.

The analysis of the congeners in each subgroup shows consistency with the pattern

observed for the entire subgroup. All mono-ortho PCBs increased in the two areas under

study. In any case, the increases occurred both in the area close to the MSWI and in the

area distant from it. The PCDD/Fs and non-ortho PCBs did not show any significant

increases at all in the area close to the MSWI, although there were significant decreases

in some of the congeners. In the area far from the MSWI there were increases and

decreases in the levels of some of these congeners.

Table 4 shows the mean values of PCDD/Fs from the different studies that determine

these compounds in the serum of the general population not exposed to these substances

at work compared to the values from this study. Only the study by Fierens (2007)

showed significantly higher values close to one of the two MSWIs evaluated. Other

studies also analysed the evolution over time of these substances in several surveys. One

study showed a clear increase over time (González et al., 2000), although the increases

were similar both nearby and far from the MSWI. In all other studies, including ours, no

increases of PCDD/Fs were observed close to the MSWI. These studies are recent, all of

them performed after the year 2000, and they possibly reflect the situation of modern

MSWIs, with technological improvements in the plants and, in Europe, trying to meet

Directive CE/2000/76, which sets the maximum level allowed for PCDD/F emissions at

0.1 ng I-TEQ Nm-3.

The procedure used in this study to assay dioxin levels was the pooling of blood

samples, which has the limitation of not providing individual results. This procedure is a

usual practice for rapidly and efficiently providing useful information on the levels of

said substances for public health, given the high cost of the analyses (González et al.,

2001).

The data available suggest that there is diffuse and low-intensity exposure, probably

through food. A total diet study over 1999-2000 showed that the mean TSDA intake for

the population of the Autonomous Community of the Basque Country was 2.6 pg

WHO-TEQ /kg/day, with a 60% decrease with respect to that observed five years

earlier. The food providing the most was fish, and non-ortho PCBs being the

compounds that most contributed to the TSDA (Cuervo et al., 2002).

In conclusion, this study shows that there are no increases in dioxin levels in the vicinity

of a recently commissioned MSWI. The literature reinforces this observation,

suggesting that there is no greater degree of exposure to PCDD/Fs in the population

living close to modern MSWIs. There is no information on the biomarker assessment of

exposure to these compounds for older facilities.

ACKNOWLEDGEMENTS

The authors wish to express their gratitude to Zabalgarbi S.A., the company owning the

municipal waste-to-energy plant, without whose cooperation it would not have been

possible to carry out this study, and also to the Basque Health Service-Osakidetza, for

providing access to their Health Care Centres. We would also like to acknowledge the

help received from the technical staff of the different institutions involved, the nurse

who performed the blood extractions, Nekane Pérez de Nanclares, and especially all the

participants who kindly accepted to take part.

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Table 1: Description of the sample with respect to distance from the MSWI and the year of the survey. Absolute frequencies and statistical significance.

VARIABLES 2006 2008

Neara Fara pb Near Far pb pc

Total 162 160 163 163 Origin of the samples Census Volunteers 59 40 <0.001 - - - 2006 Participants 116 111 0.594 Community Volunteers 53 88 21 19 Health Centres Volunteers 50 32 26 33 Gender Female 82 81 0.999 82 82 1 0.936 Male 80 79 81 81 Age group 20-44 80 79 0.998 77 71 0.504 0.247 45-69 82 81 86 96 Level of studies Primary education 82 57 0.014 79 60 0.294 0.993 High School 47 52 47 50 University 33 51 37 47 Employment Active worker 104 98 0.289 112 110 0.102 0.331 Unemployed 8 3 9 5 Retired 25 22 25 16 Student 3 5 1 2 Housewife 22 32 16 30 Body mass Not overweight, BMI<25 69 70 0.702 76 68 0.328 0.922 Overweight, BMI 25-29 62 65 58 71 Obese, BMI ≥ 30 31 25 29 24 Social class I 15 21 0.017 15 17 0.177 0.808 II 9 20 8 17 III 26 37 33 41 IV 69 47 68 53 V 43 35 39 35 Smoker No 108 129 0.014 123 109 0.087 0.489 Yes 52 33 40 54 Consumption of local No 106 128 0.003 100 123 0.003 0.283 farm products Yes 56 32 63 38 a: Residence with respect to the MSWI, N: Near; F: Far b : Chi square test, near vs. far c: Chi square test, 2006 vs. 2008

Table 2: Levels of dioxins and dioxin-like PCBs expressed as pg WHO-TEQ g lipids-1, according to study area, sex and age. (N= 16 serum samples pooled over 322 individuals). (N= 16 serum samples pooled over 326 individuals).

Biomarker Total Area pa Gender pa Age (in years) pa

pg WHO-TEQ g lipids-1 N=16 Near N=8

Far N=8 Male

N=8 Female

N=8 20-44 N=8

45-69 N=8

Dioxins 2006 Median 11.56 11.56 11.41 0.401 11.11 12.66 0.294 11.68 11.56 0.674 Mean 13.38 14.75 12.02 12.17 14.60 12.58 14.20 SD 5.39 6.60 3.79 5.20 5.64 5.15 5.84 Dioxins 2008 Median 12.17 9.44 13.89 0.462 9.44 15.43 0.208 8.27 16.08 0.016 Mean 13.20 11.49 14.92 10.64 15.76 9.31 17.10 SD 7.36 5.71 8.72 4.15 9.15 3.50 8.31

pb 0.569 0.123 0.674 0.123 0.575 0.123 0.575

Furans 2006 Median 9.45 9.71 8.79 0.401 8.72 9.98 0.208 9.09 9.70 0.401 Mean 10.06 10.58 9.55 9.39 10.74 9.23 10.90 SD 3.20 3.59 2.91 3.67 2.73 2.78 3.56 Furans 2008 Median 10.35 8.61 10.65 0.753 8.27 13.25 0.208 6.37 13.35 0.016 Mean 10.39 9.34 11.45 8.50 12.28 7.22 13.56 SD 5.55 4.45 6.62 3.46 6.78 3.02 5.82

pb 0.877 0.401 0.674 0.263 0.401 0.093 0.123

Dioxins+Furans 2006 Median 21.02 24.29 20.11 0.115 20.19 22.65 0.294 20.77 21.27 0.462 Mean 23.45 26.88 20.02 21.55 25.34 21.81 25.09 SD 8.51 9.79 5.69 8.82 8.30 7.86 9.33 Dioxins+Furans 2008 Median 22.51 17.89 24.53 0.600 17.78 28.85 0.172 14.37 29.43 0.016 Mean 23.60 20.83 26.36 19.14 28.05 16.53 30.66 SD 12.86 10.08 15.35 7.53 15.90 6.48 14.09

pb 0.679 0.161 0.263 0.889 0.779 0.161 0.401

Non-ortho PCBs 2006 Median 10.39 12.18 10.39 0.674 10.77 9.92 0.834 9.18 14.52 0.001 Mean 12.44 14.62 10.26 12.11 12.77 8.05 16.84 SD 6.84 8.92 3.07 7.78 6.28 2.6 7.03 Non-ortho PCBs 2008 Median 9.75 8.33 9.75 0.529 9.02 11.10 0.462 4.43 14.53 0.002 Mean 10.73 9.50 11.96 9.16 12.30 5.52 15.93 SD 7.33 6.46 8.37 5.37 8.98 2.85 6.72

pb 0.163 0.036 0.889 0.161 0.674 0.093 0.674

Mono-ortho PCBs 2006 Median 2.35 2.20 2.51 0.600 2.53 2.29 0.834 1.68 3.31 0.027 Mean 3.12 2.89 3.36 3.48 2.77 2.08 4.17 SD 2.23 1.93 2.60 2.80 1.57 1.44 2.46 Mono-ortho PCBs 2008 Median 12.29 9.88 12.64 0.462 10.95 12.67 0.600 5.84 17.36 0.002 Mean 12.88 10.87 14.89 11.32 14.44 7.18 18.58 SD 8.78 6.91 10.40 6.28 10.96 3.70 8.79

pb 0.001 0.012 0.017 0.017 0.012 0.012 0.017

Dioxin-like PCBs 2006 Median 13.81 14.38 13.81 0.834 14.69 13.80 1 11.00 18.49 0.001 Mean 15.56 17.51 13.62 15.59 15.54 10.12 21.01 SD 7.97 10.40 4.41 9.16 7.24 3.56 7.48 Dioxin-like PCBs 2008 Median 22.39 18.18 22.39 0.529 20.33 23.78 0.600 10.27 31.88 0.002 Mean 23.61 20.37 26.85 20.47 26.74 12.71 34.51 SD 16.07 13.34 18.75 11.64 19.89 6.55 15.47

pb 0.026 0.327 0.050 0.123 0.263 0.327 0.050

TSDA 2006 Median 35.25 41.50 34.38 0.248 36.95 34.38 0.916 33.37 39.49 0.036 Mean 39.01 44.39 33.64 37.15 40.88 31.93 46.10

SD 14.98 18.86 7.69 16.04 14.69 10.33 16.10 TSDA 2008 Median 47.53 36.02 48.57 0.462 37.15 52.63 0.345 24.64 60.00 0.005 Mean 47.20 41.20 53.21 39.62 54.79 29.24 65.17

SD 28.69 23.25 33.78 19.03 35.64 12.66 29.42

pb 0.379 0.575 0.069 0.484 0.484 0.779 0.123 a: Mann-Whitney test for independent samples, to contrast variables dependent on area, sex and age b: Wilcoxon test for paired samples, comparison of 2006 vs. 2008

Table 3: Median levels of PCDD/Fs and dioxin-like PCBs in serum and WHO-TEQ (pg g lipids-1) in the areas nearby and far from the MSWI. N=16 pool samples. . TEF pa Close to the MSWI Far from the MSWI

2006 2008 ∆ % b 2006 2008 ∆ % b

Congeners WHO TEQ WHO TEQ p c WHO TEQ WHO TEQ p c

Dioxins

2,3,7,8-TCDD 1 1.85 1.83 -0.3 0.889 1.39 1.87 27.6 0.036

1,2,3,7,8-PeCDD 1 7.94 5.58 -30.3 0.093 5.59 7.41 39.6 0.401

1,2,3,4,7,8-HxCDD 0.1 0.53 0.38 -36.1 0.161 0.40 0.39 -13.8 0.779

1,2,3,6,7,8-HxCDD 0.1 3.29 1.93 -39.1 0.069 2.77 3.62 18.1 0.123

1,2,3,7,8,9-HxCDD 0.1 0.73 0.36 -55.0 0.161 0.47 0.50 1.4 0.327

1,2,3,4,6,7,8-HpCDD 0.01 0.38 0.27 -31.4 0.161 0.30 0.41 33.5 0.123

OCDD 0.0001 0.02 0.02 -18.0 0.263 0.02 0.03 16.6 0.069

Furans

2,3,7,8-TCDF 0.1 0.20 0.06 -69.5 0.012 0.14 0.08 -44.7 0.012

1,2,3,7,8-PeCDF 0.05 0.12 0.04 -67.8 0.012 0.08 0.04 -59.4 0.093

2,3,4,7,8-PeCDF 0.5 7.62 7.65 2.7 0.889 5.94 9.39 47.1 0.025

1,2,3,4,7,8-HxCDF 0.1 0.92 0.48 -54.8 0.012 0.60 0.65 3.3 0.889

1,2,3,6,7,8-HxCDF 0.1 0.84 0.51 -42.0 0.161 0.59 0.66 6.6 0.327

2,3,4,6,7,8-HxCDF 0.1 0.61 0.23 -65.0 0.017 0.45 0.20 -50.3 0.036

1,2,3,7,8,9-HxCDF 0.1 0.80 0.09 -89.8 0.017 0.54 0.07 -87.2 0.012

1,2,3,4,6,7,8-HpCDF 0.01 0.15 0.06 -53.7 0.012 0.09 0.09 15.6 0.889

1,2,3,4,7,8,9-HpCDF 0.01 0.10 0.01 -93.7 0.012 0.05 0.01 -83.4 0.012

OCDF 0.0001 0.001 0.0002 -87.8 0.017 0.001 0.0002 -73.3 0.012

Mono-ortho PCBs

105#PCB 0.0001 0.10 0.33 235.0 0.012 0.13 0.45 237.4 0.025

114#PCB 0.0005 0.14 0.54 224.8 0.012 0.22 0.62 180.2 0.025

118#PCB 0.0001 0.53 1.81 224.9 0.012 0.68 2.30 198.3 0.025

123#PCB 0.0001 0.01 0.03 253.6 0.069 0.01 0.03 126.4 0.208

156#PCB 0.0005 1.20 6.58 412.4 0.012 1.14 9.14 596.3 0.017

157#PCB 0.0005 0.23 1.28 408.0 0.012 0.27 1.46 434.4 0.017

167#PCB 0.00001 0.01 0.05 322.6 0.012 0.01 0.06 438.0 0.017

189#PCB 0.0001 0.04 0.27 496.8 0.161 0.06 0.39 542.7 0.012

Non-ortho PCBs

77#PCB 0.0001 0.01 0.003 -42.4 0.025 0.004 0.002 -49.5 0.401

81#PCB 0.0001 0.001 0.001 -20.1 0.036 0.0005 0.001 43.2 0.036

126#PCB 0.1 13.75 8.58 -34.1 0.036 9.58 9.85 -10.1 0.889

169#PCB 0.01 0.86 0.92 6.7 0.779 0.68 1.13 56.0 0.017 a: TEF: Toxic equivalent factor b: increase= (median 2008 – median 2006) / median 2006 c: Mann-Withney test

Table 4: Mean values of PCDD/Fs serum levels in the general population living close to the MSWI from different studies, sorted by year of publication.

Author Year of Publication Country Area Pg I-TEQ g lipids-1

PCDD/Fs 1st survey 2nd survey 3rd survey

Evans RG 2000 USA Near 11.8 9.61 8.21 Far 10.82 11.63 9.05 González CA 2000 Spain Near 13.5 16.7 ~20 Far 13.4 16.7 ~20 Chen HL 2004 Taiwan Nearby A 12.3 Nearby B 14.8 Nearby C 15.6 Far 13.6 Leem JH 2006 Korea Near 11.9 Far 11.2 Reis MF 2007 Portugal Near 15.8a Far 15.3a Fierens S 2007 Belgium Near 37.9a Near 24.1a Far 23.9 Huang HY 2007 Taiwan Nearby A 18.7 Nearby B 19.4 Nearby C 20.8 Far 19.0 De Felip E 2008 Italy Near 9.3a Far 9.1a Near 8.6a Far 8.0a Nadal M 2008 Spain Near 27.0 15.7 9.4 Zubero 2009 Spain Near 26.9a 20.8a Far 20.0a 26.4a a: pg WHO-TEQ g lípids-1

Figu

re 1

: Box

plo

ts o

f PC

DD

/Fs,

diox

in-li

ke P

CB

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dist

ance

from

the

MSW

I.

1

7. EVOLUCIÓN DE PCBs FRECUENTES Y PLAGUICIDAS ORGANOCLORADOS EN LA POBLACIÓN CERCANA A UNA INCINERADORA.

161

EVOLUCIÓN DE PCBs FRECUENTES Y PLAGUICIDAS

ORGANOCLORADOS EN LA POBLACIÓN CERCANA A UNA

INCINERADORA

MB Zuberoa,b, JJ Aurrekoetxeab,c, JM Ibarluzeac,d, F Goñide, “Cristina”e, A Etxeandiae, C

Rodríguezb, JR Sáenzb.

a Unidad de Investigación, Hospital de Cruces, Barakaldo, Bizkaia. b Departamento de Medicina Preventiva y Salud Pública. Universidad del País Vasco.

B Sarriena s/n, Leioa, Bizkaia. c Sub-departamento de Salud Pública, Gobierno Vasco. Avenida de Navarra 4, 20013

Donostia. d CIBER Epidemiología y Salud Pública(CIBERESP) España. eLaboratorio de Salud Pública, Departamento de Sanidad ,Gobierno Vasco, San Sebastián,

España.

RESUMEN

Se cuantificaron mediante cromatografía de gases las concentraciones de siete plaguicidas

organoclorados; hexaclorobenceno (HCB), beta-hexaclorociclohexano (β-HCH),

gamma-hexaclorociclohexano (γ-HCH), heptacloro epóxido, beta-endosulfán,

diclorodifenildicloroetileno (p,p’-DDE) y diclorodifeniltricloroetano (p,p’-DDT) y los

PCBs 28, 52, 101, 118, 138, 153 y 180 en suero de adultos de dos zonas de Bizkaia no

expuestas a fuentes conocidas de plaguicidas o PCBs, laborales, principalmente. Se

realizaron dos cortes transversales con un intervalo de dos años de separación. Se

compararon las medias geométricas de ambos cortes y se analizó por edad, sexo, zona,

masa corporal y consumo de productos de huerta locales. En ningún individuo se

detectó heptacloro epóxido o beta-endosulfán ni los PCBs 52 y 101. Sin embargo, el

HCB, el b-HCH y el p,p’-DDE y los PCBs 138, 153 y 180 se detectaron en la mayoría

de ellos. En el periodo de estudio disminuyeron significativamente los niveles de β-

HCH y p,p’-DDT y se incrementaron los de PCB 118. Todos los compuestos se

incrementaron significativamente con la edad. Las mujeres presentaban niveles más

elevados de HCB y β-HCH y los hombres de PCBs 153 y 180. La masa corporal se

asociaba a un incremento de los niveles de HCB, β-HCH, p,p’-DDE y de los PCBs 118,

138 y 153. El consumo de productos de huerta locales no se asoció con diferencias en

ninguna de las sustancias estudiadas.

Keywords: Blood, Pesticides, Chlorinated Hydrocarbons, Urban Population,

Population Surveillance

1. INTRODUCCIÓN

Los plaguicidas organoclorados son un grupo de compuestos químicos muy efectivos en

la lucha contra una gran variedad de insectos y otras plagas. El problema se suscita por

la toxicidad de estas sustancias y por su alta persistencia. Entre ellos, el p-p’-DDT, y su

metabolito el p-p’-DDE, el HCB y β-HCH son los que habitualmente se encuentran más

frecuentemente en el medio ambiente (WHO, 2003). El DDT fue ampliamente usado

como insecticida en agricultura, así como en programas de salud pública para erradicar

la malaria. Una vez absorbido, el DDT se metaboliza a DDE, una forma más estable y

que presenta una mayor persistencia en el organismo, por lo que se considera un buen

marcador de exposición crónica (Jaga, 2003). El DDT fue prohibido durante la década

de los 70 en EEUU y en la mayoría de los países europeos, incluido España, pero

todavía se sigue utilizando en otros países (Rogan, 2005). El HCH tiene varios

isómeros, pero sólo el γ-HCH, comúnmente conocido como lindano, tiene actividad

insecticida. Auque hoy en día no se utiliza en agricultura en países en vías de desarrollo,

es común su uso en el control de ácaros y piojos. Debido a su larga vida media, el β-

HCH es el isómero más frecuentemente encontrado en la población general. El HCB fue

utilizado antiguamente como fungicida y es hoy en día un subproducto industrial. Es

liberado al medio ambiente en la fabricación de varios disolventes clorados, como

resultado de las emisiones de incineradoras de residuos y también se encuentra como

impureza en otros plaguicidas. (WHO, 2003). La Agencia Internacional para la

Investigación sobre el Cáncer clasifica los plaguicidas organoclorados en el grupo 2B,

es decir, posibles cancerígenos en humanos (IARC, 2010).

El ser humano puede estar expuesto a estos compuestos debido a su actividad laboral,

en la fabricación o aplicación de estos compuestos químicos. Son compuestos muy

resistentes a la degradación metabólica, son lipofílicos y como consecuencia pasan a

formar parte de la cadena alimentaria, llegando al ser humano donde se acumulan, sobre

todo, en tejidos grasos. Así, la fuente principal de exposición para la población general

es la dieta (WHO; 2003). La carga de estos compuestos en el cuerpo humano sigue

siendo motivo de preocupación en todo el mundo, debido a los posibles efectos

adversos tanto para la salud como para el medio ambiente (Safe, 2004).

En España, aunque la mayoría de estos compuestos fueron prohibidos entre las décadas

de los 70 y los 80, recientes estudios han encontrado residuos de estos compuestos en

alimentos y han sido detectadas concentraciones en la población general (Porta, 2002;

WHO, 2003; Zumbado, 2005; Cerrillo, 2005; Luzardo, 2006; Carreño, 2007; Porta,

2008; Agudo, 2009; Jakszyn, 2009). El seguimiento en España de estos compuestos en

la población general es escaso. Tienen especial interés como referencia dos estudios,

uno representativo de la población general de las islas Canarias, que estudió las

concentraciones de plaguicidas organoclorados en suero (Zumbado, 2005), y otro

estudio realizado sobre una muestra representativa de la población de Cataluña que

estudió las concentraciones de plaguicidas organoclorados y bifenilos policlorados

(PCBs) en suero (Porta, 2009).

El Departamento de Sanidad del Gobierno Vasco realizó mediciones de residuos de

plaguicidas en los alimentos en el periodo 1990-1995. La ingesta a través de alimentos

fue muy baja y representó en todos los casos porcentajes inferiores al 7% de las

correspondientes Ingestas Diarias Tolerables (Jalón, 1997).

Los PCBs son sustancias que no se generan de manera natural. Se han utilizado desde

los años 30 en muchas aplicaciones industriales, incluyendo los usos como fluidos

dieléctricos en condensadores y transformadores y como aditivos en pesticidas, pinturas

y plastificantes. Debido a que no se degradan fácilmente, tienden a bioacumularse. Los

PCBs son más de 100 congéneres, aunque los más frecuentemente detectados son el 118

y, sobre todo, el 138, 153 y 180. La vía de exposición no laboral es la alimentaria, a

través de las grasas del pescado, la carne y de otras grasas (Domingo, 2007). La IARC

clasifica los PCBs en el grupo 2A, como probables cancerígenos en humanos (IARC,

2010). Son asimismo neurotóxicos y en la piel producen el cloracné. Se considera que la

exposición en la población general va disminuyendo. No hay datos de consumo de

PCBs más frecuentes en los alimentos en el País Vasco. Sin embargo, un estudio de

dieta total mostró para el periodo 1999-2000 que la ingesta media del Total de Sustancia

con Actividad Dioxina (TSAD) de la población de la Comunidad Autónoma del País

Vasco fue de 2.6 WHO-TEQ pg/kg/día, un 60% menor respecto a lo observado cinco

años antes. El alimento que más contribuía era el pescado, siendo los no-orto PCBs, los

compuestos que más contribuían al TSAD (Cuervo, 2002).

La preocupación sobre la toxicidad de estos compuestos organoclorados, plaguicidas,

PCBs, dioxinas y furanos, ha llevado al desarrollo del Convenio de Estocolmo

(Stockholm Convention on Persistent Organic Pollutants), cuyo principal fin es proteger

la salud y el medio ambiente reduciendo la exposición a este tipo de compuestos

químicos (Karlaganis, 2001). Debido a su alta persistencia, consecuencia de su

resistencia a la degradación y a su liposolubilidad, es viable el estudio de estos

compuestos en los tejidos grasos, en suero y en leche materna (LaKind, 2001). Las

muestras de suero tienen la ventaja de poder ser tomadas en cualquier individuo, aunque

la cantidad de grasa que contienen sea menor que las de otras matrices biológicas.

No hay estudios previos que muestren las concentraciones de plaguicidas

organoclorados y PCBs en el organismo de la población de Bizkaia. La puesta en

marcha de la incineradora en 2005 en Bilbao supuso una oportunidad de evaluar la

exposición a determinados contaminantes en la población próxima y alejada a dicha

planta. Durante el primer trimestre del 2006 se cuantificaron, por razón de oportunidad,

pese a su ausencia de relación con la incineradora, plaguicidas organoclorados y PCBs

en suero. El objetivo era conocer el grado de impregnación a estos contaminantes en

población general urbana adulta no expuesta laboralmente; analizar la relación existente

entre los biomarcadores de exposición y las variables sexo, edad y zona de residencia; y

analizar la asociación entre los plaguicidas organococlorados y otras variables de

interés: lactancia materna, ocupación, clase social, índice de masa corporal, consumo de

tabaco o consumo de productos de huerta y granja locales. En 2008 se realizó de nuevo

el análisis de las mismas sustancias con el fin de observar su comportamiento a lo largo

del tiempo.

2. MÉTODOS

2.1. Población y muestra

La población objetivo de estudio estuvo condicionada por el interés de evaluar la

exposición de la población general a los contaminantes procedentes de una planta

incineradora de residuos sólidos urbanos entre otras posibles fuentes de emisión. Se

estudiaron dos zonas, una cercana a la incineradora en el área metropolitana de Bilbao

(municipio de Alonsotegi y barrios de Altamira y Reklade) ambas a menos de 2km de la

planta y otra alejada de la incineradora (barrio de Santuxu en Bilbao y municipio de

balmaceda) a 5 km y 20 km de la planta, respectivamente. En la primera fase, a partir

del censo municipal cedido por los ayuntamientos implicados se obtuvo una muestra de

160 personas de cada zona, 80 hombres y 80 mujeres, de forma que a su vez 80

individuos tuvieran entre 20 a 44 años y otros 80 entre 45 y 69 años. Se remitió una

carta a estas personas informando de los objetivos del estudio. Posteriormente se les

telefoneó invitándoles a participar. Para completar el número de individuos objetivo del

estudio se recurrió a voluntarios del barrio o municipio, y por último a pacientes sin

enfermedades hepáticas o renales que acudían al centro de salud para la extracción de

sangre. Todos los participantes firmaron un documento otorgando su consentimiento

para formar parte del estudio. En la segunda fase, en primer lugar se requirió la

participación a los incluidos en la fase anterior y posteriormente se realizó la captación

del mismo modo que en la fase previa.

2.2. Toma de muestras y análisis de laboratorio

A todos los participantes se les extrajo 10ml de sangre. No se exigió acudir en ayunas,

aunque se recomendó evitar la ingestión de grasas la noche anterior. Las extracciones se

realizaron con Vacutainer® sin anticoagulante y se transfirieron inmediatamente a un

tubo de vidrio para centrífuga. Para obtener el suero se dejó reposar la sangre

aproximadamente 60 a 75min. a temperatura ambiente, hasta que se formó el coágulo.

Se centrifugó la muestra a 1.500g durante 15min. La separación del suero se realizó con

una pipeta Pasteur sin tocar el coágulo. Las muestras se congelaron a -20 ºC antes de

transcurrir 90minutos tras su obtención. Las muestras fueron tomadas, tratadas,

almacenadas y transportadas en las condiciones establecidas por los laboratorios de

referencia (Patterson, 1991).

El análisis se realizó en el Laboratorio de Salud Pública de Gipuzkoa, siguiendo un

método previamente descrito (Goñi, 2007): extracción en fase sólida de 500 µl de suero

sobre discos C18, purificación por adsorción sobre columnas de sílice/acido sulfúrico,

cuantificación por cromatografía de gases con detector de captura de electrones (ECD) y

confirmación por cromatografía de gases con detector de espectrometría de masas. En

cada lote de muestras se incluían dos blancos además de un duplicado de un suero

control y un duplicado del NIST Standard Referente Material 1589a (Nacional Institute

of Standards and Technology, Gaithersburg, MD, USA).

Se midieron los niveles de siete plaguicidas organoclorados; hexaclorobenceno (HCB),

β-hexaclorociclohexano (β-HCH), γ-hexaclorociclohexano (γ-HCH), heptacloro

epóxido, β-endosulfán, diclorodifenildicloroetileno (p,p’-DDE) y

diclorodifeniltricloroetano (p,p’-DDT). Además se midieron los PCBs más frecuentes

(PCBs 28, 52, 101, 118, 138, 153, 180). Los límites de cuantificación (LD) fueron 0,10

µg/l para los PCBs y los isómeros del HCH y de 0,2 µg/l para el resto de plaguicidas. Se

calculó la suma de los PCBs más frecuentes, PCBs 118, 138, 153 y 180, como indicador

global, práctica habitual de los diferentes autores. Se utilizó el cociente p,p’-DDT/p,p’-

DDE como índice de valoración de la cronicidad de la exposición (Jaga, 2003), dado el

carácter más persistente del metabolito p,p’-DDE respecto al plaguicida p,p’-DDT, que

no utiliza ya en nuestro país o entorno.

Los resultados finales se refirieron al contenido en lípidos, determinado

enzimáticamente, y se expresaron en nanogramo de compuesto por gramo de lípido

(ng/g lípido). A los individuos con valores de biomarcadores inferiores al límite de

cuantificación, para el análisis estadístico, se les asignó la mitad del mismo. Para

expresar los valores de la concentración de residuo químico en función del contenido

lipídico de las muestras se aplicó el siguiente algoritmo (Hoyer 2001; Philips1989):

Lipidos totales (mg/dl)= 2,27 * colesterol total (mg/dl) + triglicéridos (mg/dl) + 0,623

El ajuste por grasa/lípido es recomendable porque cambios temporales en el contenido

lipídico del suero pueden ser detectados mediante este método y unas concentraciones

de suero ajustadas por grasa o lípido ofrecen una estimación más estable (Koppen

2002), además de resultar una buena estimación de la concentración del total de lípidos

(Bernert 2007).

2.3. Variables de estudio

Se analizaron en este apartado la zona, cercana o alejada a la incineradora, la edad, el

sexo, el IMC, categorizado en tres grupos: IMC < 25: sin exceso ponderal; IMC 25 a

29,9: sobrepeso y IMC ≥30 obesidad y el consumo de alimentos de granja o huerta

locales.

2.4. Análisis estadístico

Los datos se codificaron y se incluyeron en una hoja de cálculo Excel (XP) realizándose

las primeras transformaciones de las variables. Se obtuvieron medianas, medias

geométricas y sus intervalos de confianza (IC 95%), dado que la transformación

logarítmica de la variable la aproximaba a la distribución normal y reducía su

variabilidad. Se utilizó como contraste de hipótesis para variables cualitativas la prueba

de la Ji cuadrado (χ²). Las diferencias de medias de una variable con dos categorías,

edad, zona o sexo, se contrastaron mediante la prueba de la t de Student. Se calculó el

coeficiente de correlación de Pearson entre las dos mediciones en los individuos que

repitieron el muestreo para valorar la estabilidad del xenobiótico en el organismo. No se

analizaron estadísticamente los plaguicidas y PCBs con menos de un 10% de muestras

con valores por encima del límite de detección, dado que en esa variable el

denominador, el colesterol total, marcaría la variación. Se estableció un nivel de

significación α de 0,05. El análisis estadístico se realizó mediante el paquete estadístico

SPSS versión 16.0.

3. RESULTADOS

En el muestreo de 2006, el total de participantes fue de 322, de los cuales se pudieron

obtener 283 muestras para analizar PCBs más frecuentes y plaguicidas organoclorados.

En 2008, el total fue de 326 y se pudieron cuantificar 270 muestras. Entre los dos cortes

del estudio, en 95 muestras no quedó suero remanente suficiente para el análisis de

plaguicidas organoclorados y PCBs, debido al gran volumen de suero requerido para el

análisis de dioxinas. Un total de 186 participantes tomaron parte en ambas tomas de

muestras.

La tabla 1 describe las características de los individuos que formaron parte en alguno de

los dos cortes transversales del estudio. No se observaron diferencias significativas

entre los individuos de cerca y lejos de la incineradora, salvo en 2006 para la clase

social y el nivel de estudios, con mayor presencia de las clase más altas y con más

estudios en la lejanía de la incineradora, y para el consumo de productos de huerta local,

que ambos años fue más frecuente en la muestra de individuos cercanos a la

incineradora. Las muestras globales de 2006 y 2008 fueron comparables, no

presentando diferencia significativa alguna para las diferentes variables. Ningún

individuo trabajaba o trabajó en la agricultura o tuvo conocimiento de haber estado

expuesto en su trabajo a PCBs o plaguicidas.

La tabla 2 muestra los individuos que presentaron niveles detectables de plaguicidas y

PCBs. El heptacloro epóxido y el ß-endosulfán no se detectaron en ningún individuo,

ninguno de los dos años. El HCB, el β-HCH y el p,p’-DDE se detectaron en un alto

porcentaje de los sujetos. El γ-HCH o lindano se detectó en menos del 5% de los

individuos en los dos años. El p,p’-DDT fue detectado en menor frecuencia en 2008.

Los PCBs 138, 153 y 180 se detectaron en la gran mayoría de los individuos. Se

observaron diferencias significativas en el porcentaje de muestras positivas de PCBs 28

y 118, con un mayor grado de cuantificación en 2008.

La tabla 3 muestra las medias geométricas de los plaguicidas organoclorados con más

del 10% de valores detectables, HCB, β-HCH, p,p’-DDT y p,p’-DDE, así como de la

razón p,p’-DDT/p,p’-DDE en los dos cortes del estudio, 2006 y 2008. En este periodo

se observó un descenso significativo de los niveles de β-HCH y p,p’-DDT, así como un

incremento no significativo de HCB y un descenso no significativo de p-p’-DDE, así

como de su cociente. El HCB y el p,p’-DDE mostraron valores significativamente más

elevados en la zona alejada a la incineradora. Las mujeres presentaron ambos años

valores medios significativamente más elevados de HCB y β-HCH que los hombres. La

edad se asoció con un incremento los valores de HCB, β-HCH y p,p’-DDE ambos años

y de p,p’-DDT sólo en 2006. El aumento de la masa corporal se asociaba a un

incremento de los valores de HCB, β-HCH y p,p’-DDE, en ambos años de estudio. El

cociente DDT/DDE mostró variaciones significativas a expensas principalmente de su

denominador, el p,p’-DDE. No se observó asociación estadística alguna en relación con

el consumo de productos de huerta locales.

La tabla 4 muestra las medianas y medias geométricas de los PCBs con más del 10% de

valores detectables, PCB 118, 138, 153 y 180, así como de la suma de los mismos.

Disminuyeron, de manera no significativa, los valores de PCB 138, 153 y la suma de

PCBs. Sin embargo, los niveles séricos de PCB 118 y PCB 180 se incrementaron,

siendo significativo el aumento del PCB 118. No se observó en 2006 diferencia alguna

en relación con la distancia de la incineradora, pero en 2008 se observaron en la zona

alejada de la planta valores significativamente más elevados de PCB 138, 153, 180 y de

la suma de PCBs. Los hombres mostraron en 2008 valores más elevados de PCB

153,180 y de la suma de PCBs que las mujeres, mientras que en 2006 no se observaron

diferencias significativas. La edad incrementaba significativamente los valores de los

cuatro PCBs en los dos años. El aumento de la masa corporal se asociaba, ambos años,

con un incremento de los valores de PCB 118, 138 y 153, pero no del 180. Los

consumidores de productos de huertas locales no mostraron diferencias significativas en

ninguno de los años.

Al comparar los valores de 2006 y 2008 para cada contaminante, Tabla 5, se observaron

coeficientes de correlación superiores a 0,80, excepto para el p,p’-DDT, todos ellos

altamente significativas (p< 0,001).

4. DISCUSIÓN

Este estudio muestra valores de plaguicidas organoclorados y PCBs de dos cortes

transversales separados dos años entre sí, realizados en población general adulta de

Bizkaia no expuesta en su trabajo a estos contaminantes. En todos los individuos de este

estudio se encontró algún residuo de PCB o plaguicida organoclorado en suero, siendo

los más frecuentes los PCBs 138, 153 y 180, así como el HCB, el β-HCH y el p,p’-

DDE, principal metabolito del p,p’-DDT.

Se observó una asociación significativa, con la edad tanto en los plaguicidas

organoclorados como en todos los PCBs, presentado el grupo de mayor edad niveles

más elevados. Esta asociación ha sido observada en estudios previos sobre plaguicidas

(Delgado, 2002; WHO, 2003; Bates, 2004; Zumbado, 2005; Wolf, 2005; Cerrillo, 2006;

Thomas, 2006; Petrik, 2006; Jaksyn, 2009; Porta, 2009) y sobre PCBs (Bates, 2004;

Koizumi, 2005; Thomas, 2006; Petrik, 2006; Costopoulou, 2006; Park, 2007; Cerná,

2008; Agudo, 2009; Porta, 2009). Las altas correlaciones observadas entre ambos años,

así como la constante asociación de estas sustancias con la edad son consistentes con el

hecho de que se trata de sustancias lipofílicas, bioacumulables y altamente persistentes

en el organismo.

Se observó que los niveles de HCB y ß-HCH de este estudio fueron superiores en

mujeres que en hombres. Similar asociación fue observada por Charlier (2002), Petrik

(2006), Jaksyn (2009) y Porta (2009). Sin embargo, esta asociación no ha sido constante

en la literatura (Cruz, 2003; Bates, 2004; Lino, 2006), lo cual sugiere que las diferencias

observadas puedan ser debidas a causas no biológicas. Por contra, nuestro estudio

muestra niveles de PCBs más elevados en hombres que en mujeres. Esta asociación,

observada en estudios previos (Jönsson, 2005; Costopoulou, 2006; Park, 2007; Cerná,

2008; Agudo, 2009; Porta, 2009), podría deberse a diferencias en la dieta, sin

descartarse que fueran debidas a exposiciones laborales antiguas. El consumo de

productos de granja y huerta locales, sin embargo, no se asoció a una mayor

concentración de los plaguicidas organoclorados y PCBs más frecuentes ninguno de los

dos años.

Los niveles de HCB, ß-HCH y DDE y los de PCBs 118, 138 y 153 de este estudio

mostraron un claro gradiente con el IMC. Similar asociación fue observada por Cerrillo

(2005), Jaksyn (2009) y Porta (2009). El papel que juega el IMC aún no se ha

establecido y existe controversia respecto a la dirección que toma su asociación

(Moysich, 2002). Podría haber diferencias en el metabolismo de los organoclorados en

relación con el BMI. Wolff (2005) sugiere que la mayor cantidad de grasa en los obesos

supondría que en exposiciones alejadas en el tiempo la metabolización y eliminación de

los organoclorados sería más lenta. Por otra parte, el BMI puede afectar al nivel de

contaminantes en la circulación, además de actuar como un modificador de la

exposición a substancias lipofílicas, por lo que, en todo caso, el IMC debería tenerse en

cuenta al valorar la exposición a sustancias lipofílicas (Carreño, 2007).

La tabla 6 recoge los resultados de estudios de plaguicidas organoclorados y PCBs

realizados sobre muestras de suero o grasa de población general, no expuesta a fuentes

específicas, permitiendo comparar los valores de este estudio con los de otros países y

años. Se separan los estudios que no corrigieron por grasa de los que sí lo hicieron, para

facilitar la comparación. Se observa que para la mayoría de los plaguicidas los niveles

de nuestro estudio se encuentran por debajo de los referidos por autores de nuestro

entorno, Cataluña (Porta, 2009), Andalucía (Cerrillo 2006; Carreño, 2007), Islas

Canarias (Zumbado, 2005; Luzardo, 2006). Estudios realizados en países lejanos

muestran valores de HCB más bajos que los de este estudio, EEUU (Stellman, 1998;

CDC, 2005; Meeker, 2007), Japón (Hanaoka, 2002). Sin embargo, los niveles de DDE

eran más elevados que los nuestros, EEUU (Stellman, 1998; CDC, 2005, Meeker,

2007), Brasil (Delgado, 2002), y sobre todo los niveles muy elevados observados en

Nueva Zelanda (Bates, 2004).

En el caso de los PCBs, los niveles observados en este estudio fueron similares, o

ligeramente más elevados, que los observados en Cataluña (Porta, 2009). Estudios

realizados en varios países europeos, Portugal (Cruz, 2003; Lino, 2006), Bélgica

(Charlier, 2002; Koppen, 2002), Groenlandia, Suecia, Polonia, Ucrania (Jönsson, 2005),

República Checa (Cerná, 2008), muestran valores más elevados que los encontrados en

nuestro estudio. En otros casos se observaron niveles más bajos; Japón (Koizumi,

2005), Gran Bretaña (Thomas, 2006), Suecia (Glynn, 2007) aunque en este último, la

edad de los individuos y su condición de primíparas pudo influir en estos valores. Por

otro lado, los niveles de PCBs observados en otros estudios fueron bastante más

elevados que los de nuestro estudio en algunos casos, Suecia (Glynn, 2002), Bélgica

(Koppen, 2002. Los niveles de PCBs de nuestro estudio fueron más elevados que los

observados en Nueva Zelanda (Bates, 2004) o EEUU (CDC, 2005; Meeker, 2007).

La mayoría de estos trabajos de evaluación con biomarcadores de plaguicidas o PCBs

son recientes, por lo que resulta difícil evaluar la tendencia temporal de estos

contaminantes. En el estudio realizado en Coimbra (Lino, 2006), se observaron

aumentos en los niveles de HCB y DDT a los largo de los cuatro cortes transversales del

estudio. En el estudio de monitorización de EEUU (CDC, 2005) no se observaron

cambios a lo largo del tiempo, excepto para el DDE que mostró un aumento. Sin

embargo, un estudio con dos cortes realizado en Japón (Koizumi, 2005) durante los

años 1980 y 1995 mostró una disminución en los niveles de PCBs. También Petrik

(2006), observó una disminución del 30% en los niveles de PCBs y plaguicidas

organoclorados en 2001 en comparación con las muestras recogidas en 1998. Hay que

señalar que el consumo de pescado disminuyó considerablemente en el segundo corte

del estudio. El estudio de la cohorte EPIC, con un muestreo llevado a cabo entre 1992 y

1996 en varias zonas españolas, mostró valores mucho más elevados para plaguicidas

organoclorados (Jakszyn, 2009) y PCBs (Agudo, 2009) que los ofrecidos por éste u

otros estudios españoles. Tiene especial interés la comparación con los datos de

Gipuzkoa, que con una actividad eminentemente industrial o de servicios, como

Bizkaia, mostró niveles de plaguicidas organoclorados y PCBs muy superiores a los de

este estudio. Nuestro estudio mostró una disminución significativa en el tiempo de los

niveles de ß-HCH y DDT y un incremento de los de PCB 118, sin modificación

significativa para el resto.

En población general, exceptuando a los individuos laboralmente expuestos, se ha

considerado a la dieta como la fuente principal de aporte de estas sustancias (Hanaoka,

2002). Un estudio diseñado para evaluar el efecto de la dieta en la salud, como el EPIC,

no observó asociación entre los niveles de plaguicidas y el consumo de alimentos

Jaksyn (2009). Sin embargo, Agudo (2009) observó una asociación significativa entre la

concentración de PCBs y el consumo de pescado.

En la zona alejada de la incineradora, en este estudio, se observaron en 2008 valores

significativamente más elevados de los PCBs. La causa más probable de esta diferencia

sería también la dieta. Pocos estudios han investigado los PCBs en relación con

incineradoras. González (2000) analizó en la ciudad de Mataro (Barcelona) los niveles

de PCBs en 198 individuos adultos residentes en las cercanías de la planta (0-1,5 km) y

alejada de la misma (3,5-4 km). En 1995, las medias de PCBs (138, 153, 180) fueron de

1.82µg/l y de 1,67µg/l respectivamente y en 1997, dos años después de que la planta

incineradora se hubiera puesto en marcha, las medias fueron de 2.06µg/l y de 1,94µg/l,

respectivamente. Es decir, un incremento del 13% cerca y del 16% lejos de la planta.

Nuestro estudio mostró un descenso de los niveles del 9% y un incremento del 2% cerca

y lejos de la incineradora, respectivamente. Los resultados obtenidos por De Felip

(2008), en dos zonas cercanas a plantas de incineración de la Toscana (Italia) para la

suma de PCBs más frecuentes (28, 52, 101, 138, 153, 180) fueron del orden a las

obtenidas en este estudio, 240 ng/g lípido, en la zona de Scarlino y de 300 ng/g lípido en

la zona de Valpiana. Un estudio realizado en Corea (Park, 2007), entre trabajadores de

una incineradora, población de los alrededores y población alejada de la misma, mostró

valores significativamente más bajos entre la población alejada. Sin embargo, entre los

trabajadores los niveles eran ligeramente inferiores a la población cercana a la planta, lo

cual sugiere que las diferencias observadas podrían deberse a otras causas ambientales,

máxime cuando no se observaron diferencias significativas en relación con las dioxinas.

En conclusión, estos resultados indican que la población general adulta de Bizkaia ha

estado y está expuesta en mayor o menor medida a plaguicidas organoclorados y a

PCBs. Los niveles en esta población a estos contaminantes persistentes se encuentran

dentro del rango observado por otros autores y se intuye una exposición difusa de bajo

nivel, probablemente de origen alimentario. Se observa una tendencia decreciente en los

niveles de plaguicidas organoclorados y PCBs, excepto en el caso del HCB, PCB 118 y

180. La relación de estas sustancias con la edad son consistentes con el hecho de que se

trata de sustancias lipofílicas, bioacumulables y persistentes en el organismo. No

obstante, queda por realizar un nuevo análisis de los datos, previo a su publicación,

utilizando un modelo de regresión lineal múltiple, analizando variables de interés, como

la modificación ponderal, la lactancia materna, la ocupación, la clase social y,

especialmente, la tendencia temporal, una vez ajustada la edad. Estudios futuros deberán

evaluar si se produce una reducción de la impregnación a estos contaminantes.

Deberían, asimismo, aumentarse los esfuerzos para reducir la exposición a estas

sustancias en la población.

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Tabla 1: Descripción de la muestra. Frecuencias absolutas y relativas. VARIABLE 2006 2008

Cercaa Lejosa pb Cercaa Lejosa pb pc

Total 134 149 130 140 0,851 Procedencia de la muestra Voluntarios del Censo 45 38 0,002 - - 0,442 Participantes en 2006 - - 93 93 Voluntarios comunitarios 47 83 17 17 Captación centro de salud 42 28 20 30 Sexo Mujer 68 80 0,620 71 78 0,856 0,496 Hombre 66 69 59 62 Grupo de edad 20-44 70 74 0,665 68 65 0,334 0,703 45-69 64 75 62 75 Estudios Primarios 62 50 0,039 59 62 0,962 0,455 Secundarios 43 49 37 42 Universitarios 29 50 34 36 Actividad Laboral Trabajador en activo 90 91 0,305 93 91 0,094 0,513 Trabajador en paro 6 3 6 5 Jubilado 18 19 18 13 Estudiante 3 5 1 2 Ama de casa 17 31 12 29 Masa Corporal Sin exceso ponderal, IMC< 25 58 68 0,680 63 59 0,250 0,934 Sobrepeso, IMC 25-29 52 60 43 60 Obesidad, IMC ≥30 24 21 24 21 Clase social I 13 20 0,030 12 13 0,614 0,790 II 9 20 8 15 III 22 37 27 33 IV 53 42 52 47 V 37 30 31 32 Tabaco No 105 102 0,061 100 97 0,158 0,961 Sí 29 47 30 43 Consumo productos locales No 89 122 0,003 77 108 0,002 0,115 de granja o huerta Sí 45 27 53 32 a: Residencia respecto de la incineradora b: Prueba Ji cuadrado, cerca vs lejos c: Prueba Ji cuadrado, 2006 vs 2008

Tabla 2: Muestras que presentaron niveles detectables de plaguicida en relación con la zona el sexo o el grupo de edad y significación estadística. PCB/plaguicida 2006 (n= 283) 2008 (n= 270) p

LDa > LDb % IC 95% > LDb % IC 95%

β-endosulfán 0,2 0 0 - 0 0 - 1 Heptacloro epóxido 0,2 0 0 - 0 0 - 1 HCB 0,1 273 96,5 94,3-98,6 261 96,7 94,5-98,8 0,897 β-HCH 0,1 256 90,5 87,0-93,9 240 88,9 85,1-92,6 0,544 γ-HCH 0,12 10 3,5 1,4-5,7 8 3,0 0,9-5,0 0,705 p,p’-DDE 0,2 283 100 - 268 99,3 98,2-100 0,238 p,p’-DDT 0,2 88 31,1 25,7-36,5 25 9,3 5,8-12,7 <0,001 PCB 28 0,1 2 0,7 0,0-1,7 22 8,1 4,9-11,4 <0,001 PCB 52 0,1 0 0 - 0 0 - 1 PCB 101 0,1 0 0 - 0 0 - 1 PCB 118 0,08 121 42,8 37,0-48,5 156 57,8 51,9-63,7 <0,001 PCB 138 0,08 283 100 - 266 98,5 97,1-100 0,056 PCB 153 0,08 283 100 - 268 99,3 98,2-100 0,238 PCB 180 0,08 283 100 - 268 99,3 98,2-100 0,238 a: Límite de detección (LD) para cada contaminante, en µg/L b: Porcentaje de muestras por encima del LD.

Tab

la 3

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6. EZTABAIDA

EZTABAIDA

6. EZTABAIDA

Ikerketa honek metal astunen (odoleko Pb-aren eta gernuko Cd, Cr eta Hg-

aren), serumeko PCDD/PCDFen, plagizida organokloratuen eta PCBen mailen

eboluzioa erakusten du erraustegi baten inguruko populazio orokorrean, planta

martxan jarri eta urtebetera eta bi urteren ondoren, plantatik urrun dagoen

kontrol-populazio batekin konparatuz.

Kutsaduraren arazoa konpondu gabe dago oraindik ere gizakiengan.

Konposatu organokloratuak, plagizidak, PCBak eta PCDD/PCDFak direla, alde

batetik, eta metal astunak, bestetik, Osasun Publikoko arazo larri eta zabal

baten aurrean kokatzen gaituzte. Ikerketa honetako norbanako guztietan aurkitu

ziren pestizida organokloratuak edo PCBen hondakinak: PCB 138, 153 eta 180

izan ziren gehien antzeman zirenak, baita HCB, β-HCH eta p,p’-DDE, p,p’-

DDTen metabolito nagusia, ere. PCDD/PCDFak hogei norbanakoen lagin

konposatuetan analizatu ziren, eta guztietan antzeman ziren. Metal astunen

kasuan, bi kutsatzaile, odoleko Pb eta gernuko Cd, norbanako gehienetan

antzematen ziren, gernuko Cr eta Hg, aldiz, pertsona gutxiagotan aurkitzen

ziren.

Emaitza hauek erakusten dute metal astunen mailak Bizkaiko populazio

orokorrean beste autore batzuen mailen antzera aurkitzen direla. Espainian

berunaren kontzentrazio atmosferikoko jaitsiera bat gertatu zen (Schuhmacher,

1996), baita 2001ean gasolina debekatu baino lehen ere. Ikerketa honetako

berunen mailak, bi fasetan, aurreko hamarkadetan Europako herri

205


desberdinetan egindakoak baino baxuagoak izan dira (Elinder, 1983; Mauras,

1995; Menditto, 1998), kasu batzuetan 100 µg/l baino balio altuagoak aurkitu

ziren (Morisi, 1989; Schuhmacher, 1992; Roggi, 1995). Gaur egungo

hamarkadan egindako ikerketek (Apostoli, 2002; Batáriová, 2006; Fierens,

2007) gure emaitzen antzeko mailak erakutsi zituzten. Hala ere, AEBetan

burututako monitorizazio-programak, maila baxuagoak erakutsi zituen (Centers

of Disease Control and Prevention, 2005). Guk beruna areagotzen ikusi dugu

denboran zehar, inguru eta azpitalde guztietan antzera, plantaren

distantziarekin loturarik izan gabe. Aipatzekoa da 2008an laborategiaren Pb-

aren determinazioarentzako Pb-a neurtzeko talde instrumentalaren aldaketa bat

gertatu zela, eta horrek bere eragina izango zuen, agian, emaitzetan.

Ikerketa honetako Cd-aren mailak antzekoak izan ziren beste ikerketetan

azaldutakoekin, Europan (Olsson, 2002 ; Batáriová 2006) eta AEBetan (Centers

of Disease Control and Prevention, 2005) eta baxuagoak beste ikerketa berri

batzuekin konparatuta (Fierens, 2007). Lan honetan Cr-aren mailak 80ko

hamarkadan egindako ikerketak baino baxuagoak dira (Elinder, 1983; Minoia,

1988). Ez ziren ezberdintasun esanguratsuak ikusten bizilekuaren arabera eta

mailak ez zuten gehikuntzarik sumatu bi urteko aldi honetan. Hg-aren mailak

Europako beste autore batzuek aurkitutakoak baino baxuagoak dira

(Montomoli, 2002; Batáriová, 2006; Fierens, 2007).

Ikerketa honek korrelazio esanguratsua, r= 0,63, erakusten du odolean

neurtutako berunarentzako bi ebaketetako emaitzak konparatzerakoan. Honen

arrazoiak gorputzean duen iraunkortasuna edo, baita ere, balizko esposizio-

206

EZTABAIDA

iturriak denborarekin mantendu egiten direla izan daitezke. Hala ere, ez da

nabaritzen beste hiru metalentzako —Cd, Cr eta Hg-arentzako— lotura linealik.

Korrelaziorik eza koherentea da Cr-aren eta Hg-aren kasuan, haren gernu-

iraizketa metal-xurgatze berriaren isla delako. Hezurrean finkatuako Pb-ak,

aitzitik, zazpi urteko erdibizitza du (Lauwerys, 2007), gure ikerketaren bi

neurketaren arteko korrelazio esanguratsua azalduko lukeena. Bi neurketaren

arteko Cd-aren korrelaziorik eza ez da ulertzen, bere gernu-iraizketaren zama

korporalararen isla delako eta 15 bat urtetakoa delako erdibizitza biologikoa

(Lauwerys, 2007).

Berunaren gehikuntza nabaritu zen, bai erraustegiaren gertuko populazioan eta

baita erraustegitik urruneko populazioan ere, gertukoan nabarmenagoa izan

gabe. Ikerketaren lehen fasean, Cd-aren mailak altuagoak eta esanguratsuak

ziren gertuko populazioan, baina ez zen ezberdintasun esanguratsurik ikusi

ikerketa-aldiaren ondoren. Cr-aren eta Hg-aren kasuetan ere, ez zen

gehikuntza esanguratsurik ikusi erraustegiaren inguruko populazioan.

Ez zen ezberdintasun esanguratsurik aurkitu metal astunen mailetan

erraustegitik gertu eta urrun bizi diren populazioen artean. Cd-aren, Cr-aren eta

Hg-aren mailak konstante mantendu ziren denboran zehar. Berunarenak,

berriz, areagotu egin ziren ikerketaren inguru eta azpitalde guztietan. Ikerketa

honek eta erraustegi berrien inguruan egindako besteeek ez dute erakusten

metal astunen areagotzerik gertuko populazioetan. Halaber, gure ikerketan

gutxiago areagotzen da gertuko populazioan urrutikoan baino. Reisek (2007)

207


soilik sumatzen zuen, Madeiran, gertuko populazioan mailak areagotu egiten

zirela, ikusi gabe efektu hau Lisboako erraustegian.

Belgikan egindako ikerketa batean (Fierens, 2007) Cd-aren maila altuagoak

azaldu ziren erraustegi baten inguruan. Gure emaitzek maila altuagoak

erakusten dituzte erraustegiaren inguruan lehenengo aldian, baina maila horiek

mantendu egin ziren denborarekin.

Nabarmentzekoa da gure lanean 2006an neurtutako Cr-aren mailak

erraustegitik urruneko populazioan altuagoak eta esanguratsuak zirela gertuko

populazioan baino. Hala ere, 2008an jaitsi egin ziren eta eta erraustegiaren

inguruko populazioko mailekin berdindu egin ziren. Ez dugu aurkitu Cr-aren

monitorizazioa erraustegi baten inguruan egiten duen beste ikerketarik. Gure

datuek ez dute Hg-aren mailen ezberdintasun esanguratsurik erakusten

bizilekuaren arabera. Ikerketaren bi urteetan ere mailak ez ziren areagotu.

PCDD/PCDFen mailak erraustegiaren inguruko populazioan ez ziren urrutiko

populazioarenak baino altuagoak. Adierazle biologiko hauek populazio

hurbilean dioxinen eta furanoen mailen jaitsiera ez-esanguratsua erakutsi

zuten, baina ez-orto PCBen mailen jaitsiera, berriz, esanguratsua izan zen.

Ikerketa honen PCDD/PCDFen mailek erraustegiaren urruneko populazioan

areagotze ez-esanguratsua izan zuten. Mono-orto PCBek, aitzitik, ikerketaren bi

gunetan gehikuntza erakutsi zuten, baita sexuaren eta adinaren arabera ere.

Gehikuntza orokor hau substantzia hauekiko esposizio komun batengatik azal

liteke, era berean talde desberdinetan, baztertu gabe ezberdintasun hauek

kuantifikatzeko metodoan egon daitezkeela, aztertutako gainerako

208

EZTABAIDA

substantzietan ez delako sumatu halako gertakaririk eta bestelako azalpen

sinesgarririk ez duelako. PCDD/PCDF talde bezala hartuta edo azpitalde

bakoitzaren kongenereak hartuta estatistikoki gauza bera azaltzen da. 2008an

ikusitako plagiziden batez besteko mailek jaitsiera esanguratsua izan zuten β-

HCH eta p,p’-DDTen kasuan, p,p’-DDE eta DDT/DDEen kasuan, berriz, jaitsiera

ez-esanguratsua nabarmendu zuen. HCBk igoera ez-esanguratsua erakutsi

zuen. PCBek, aldiz, gehikuntza esanguratsua izan zuten PCB 118 eta PCB 180

kasuetan, eta jaitsiera ez-esanguratsua PCB 138, PCB 153 eta PCB arrunten

batuketan, PCB 118, 138, 153 eta 180. Kutsatzaile hauen artean ikusitako

korrelazioak bi neurketetan altuak izatea, alde batetik, eta baita substantzia

hauek adinarekin lotura edukitzea ere, bat datoz substantzia hauek bizidunen

gorputzetan dituzten ezaugarriekin: lipofilikoak, biometatzaileak eta iraunkorrak

izatearekin.

Fierensen (2007) ikerketan baino ez ziren ikusi maila esanguratsuak erraustegi

baten inguruan, Cd-ari eta PCDD/PCFFei dagokionez kasu honetan; baina

Fierensek landa-eremu bateko erraustegi batean sumatzen zuen hau, ez

bestean. Beste ikerketa batzuek substantzia hauen eboluzioa ere aztertzen

dute denboran zenbait fasetan. Horrela, Katalunian egindako ikerketa batek

erakutsi zuen gehikuntza denboran (González, 2000). Hala ere, gehikuntza hori

antzekoa izan zen gune guztietan. Beste ikerketetan, gurean barne, ez ziren

ikusten erraustegien inguruan PCDD/PCDFen mailen gehikuntzak. Ikerketa

hauek berriak dira, 2000tik aurrera egindakoak, eta ziur aski erraustegi berrien

egoera islatzen dute, hobekuntza teknologikoekin eta Europaren kasuan,

209


erreferentzia bezala, EC/2000/76 Direktibak PCDD/PCFFen emisioen

gehienezko maila 0,1 ng I-TEQ Nm-3 ezartzen duenak hain zuzen ere.

PCDD/PCFFen analisirako erabilitako prozedura-ikerketa honek, lagin elkartuak

edo konposatuak erabiltzeak, banakako emaitzarik ez izatera, eta horrekin

batera aldagai askoren informaziorik ez izatera mugatu gaitu. Hala ere,

prozedura hau ohikoa da substantzia hauen inguruan informazio baliagarria,

era eraginkor eta azkarrean, emateko analisiaren kostua kontuan izanda

(González, 2001).

Emaitzek erakusten dute esposizio lauso eta intentsitate gutxiko baten aurrean

gaudela, ziur aski elikagaietatik datorrena. 1999tik 2000ra dieta osoari buruzko

egindako ikerketa batek, erakutsi zuen Euskal Autonomia Erkidegoko

populazioaren PCDD/PCDFen eta PCBen batez besteko ahorakina 2,6 WHO-

TEQ pg/kg/egun zela, bost urte lehenago ikusitakoarekin konparatuta % 60ko

jaitsierarekin. Zama gehien ekartzen zuen elikagaia arraina izan zen (Cuervo,

2002).

Beraz, ikerketa honek PCDD/PCDFen mailan erraustegi berri baten inguruko

guneko populazioan gehikuntzarik ez zela gertatzen erakusten du. Bibliografiak

emaitza hau indartzen du, erraustegi berrien inguruko populazioetan ez

dagoelako PCDD/PCFFen gehikuntzarik. Ez dago informaziorik bibliografian

planta zaharretako biomarkatzaileei buruz.

210

7. KONKLUSIOAK

KONKLUSIOAK

213

7. KONKLUSIOAK

Ikerketa honek ondoko konklusioetara eramaten gaitu:

1.- Bizkaiko populazioan metal astunen banaketa, —odoleko beruna eta

gernuko kromoa, kadmioa eta merkurioa—, inguruko herrialdeetakoen

antzekoa da. Gure emaitzak beste autoreek aurkitutakoen parean daude.

2.- Odoleko berunaren arrisku-faktore bezala adina, zaharrek maila

altuagoa izatea, metalgintzan esku-lana egitea eta bertako ortuetako

barazkiak kontsumitzea azaltzen dira.

3.- Gernuko kromoaren maila altuagoa agertzen da kontrol-gunean,

gertuko gunean baino. Maila sozial altuetan eta ikasketa-maila altuenetan

ere, kromoa altuago azaltzen da. Gainpisua eta obesitatea kromo-maila

baxuagoekin lotzen dira.

4.- Gernuko kadmioaren arrisku-faktore bezala tabakoaren kontsumoa,

emakumea izatea, adin altua izatea edo zaharragoa izatea, eta klase

sozial altukoa izatea azaltzen dira.

5.- Emakumeek gernuko merkurioa altuagoa dute gizonezkoek baino. Ez

da beste arrisku-faktorerik antzematen, merkurioari dagokionez

6.- Bizkaiko populazioan dioxinen, furanoen eta dioxin-like PCBen mailak

inguruko herrialdeetakoen parean daude.

7.- PCB arruntenak edo gehien azaltzen diren PCBen mailak inguruko

herrialdeetakoen parean daude. Espainiako hegoaldeko mailak zertxobait


214

baxuagoak dira, industria edo nekazaritzako jarduera ezberdintasunaren

isla erakutsiz. Ez dira antzeman PCB 52 eta PCB 101.

8.- Plagizida organokloratu arruntenen mailak inguruko herrialdeetakoen

antzekoak dira. Espainiako hegoaldean altuagoak dira, industria edo

nekazaritzako jardueraren ezberdintasuna islatuz. Heptakloro epoxidoa

eta β-endosulfana ez dira laginetan detektatu.

9.- Konposatu organiko iraunkor hauen arrisku-adierazle konstantea adina

da, metaketa jarraituaren erakusle bezala.

10.- Substantzia kimiko toxiko hauen guztien esposizioa lausoa da eta

arrisku-faktore nagusia elikadura izan daitekeela aditzera ematen digu

ikerketa honek.

11.- Erraustegiaren inguruko biztanleriak ez du denborarekin igoera

diferentzial esanguratsurik erakutsi ikertutako substantzia kimikoetan,

alegia dioxina, furano, PCB, metal astun edo plagizidetan.

8. BIBLIOGRAFIA

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236









9. ERANSKINAK

I. ERANSKINA

DEPARTAMENTO DE MEDICINA PREVENTIVA Y SALUD PÚBLICA PREBENTZIO MEDIKUNTZA ETA OSASUN PUBLIKOA SAILA

INGURUMENEKO KUTSATZAILE BIOMARKADOREAK

PARTAIDETZAREN PROPOSAMENA Gero eta kezka gehiago dago ingurumeneko kutsadurak osasun publikoarengan izan ditzakeen ondorioengatik. Esposizio iturri garrantzitsuenak atmosferikoa, arnasten dugun airea, ura eta jaten ditugun elikagaiak dira. Airearen kutsadura zenbatezinak dira, hala ere garrantzitsuenak industrian, trafikoan eta etxeetako berokuntza aipa daitezke. Euskal Herriko Unibertsitateko Prebentzio Medikuntza eta Osasun Publikoa Saileko Departamentua ingurumeneko kutsadurari buruzko eta osasunarengan izan daitezkeen ondorioei buruzko ikerketa bat egiten ari da. Ikerketa honekin Bizkaiko biztanleriaren esposizioa aztertu nahi dugu hainbat kutsatzaile, konposatu kutsatzaile iraunkorrak, odol eta gernu laginetan neurtuz. Metal astunak eta konposatu organokloratuak neurtuko dira. Momentuz, beste ebaluazioa ikusita dago bi urte barru eta beste bat gehiago lau edo bost urte ondoren. Laginak ez dira ikertuko banan-banan, leku, sexu eta adinaren arabera baino. Horregatik, ez dira banakako emaitzarik egongo eta, beraz, ez da txostenik bidaliko. Neurtutako mailak altuegiak badira jarriko ginateke zurekin eta zure medikuarekin harremanetan. Ikerketa honetan parte hartzeak odola eta gernu laginak ematea eskatzen du. Odolean eta gernuan baino ez dira neurtuko lehenago aipatutako substantziak. Halaber, bi urte barru berriro zurekin harremanetan jarriko garela beste lagin batzuk hartzeko. Argi geratu behar da, askatasun osoa daukazula ikerketan parte ez hartzeko. Laster zurekin telefonoz harremanetan jarriko gara zure laguntza eskatzeko. Hala nola, norberaren datuak, egindako lana eta pairatutako gaixotasunei buruzko informazioa, odol hartzea eta kasu batzuetan gernu hartzea. Ez da beharrezkoa izango baraurik egotea. Informazio gehiago nahi baduzu edo zalantzaren bat izanez gero, jarri harremanetan gurekin.

Miren Begoña Zubero, Telefonoa: 946.012.780, 680 611 078

Juan José Aurrekoetxea Proiektu Zuzendaria

Leioa, 2005eko urtarrilaren 28a

239

I. ERANSKINA


INDICADORES BIOLÓGICOS DE EXPOSICIÓN A LA CONTAMINACIÓN AMBIENTAL

PROPUESTA DE PARTICIPACIÓN

Existe una preocupación creciente por las consecuencias que puede tener la contaminación ambiental en la Salud Pública. Las vías de exposición más importantes a los diferentes contaminantes son la atmosférica, el aire que respiramos, y el agua y los alimentos que consumimos. Las fuentes de contaminación atmosférica son incontables, aunque las más importantes pueden agruparse en la industria, el tráfico y la calefacción del hogar. El Departamento de Medicina Preventiva y Salud Pública de la Universidad del País Vasco está realizando un estudio sobre la contaminación ambiental y sus efectos para la salud. Este estudio pretende realizar una aproximación al grado de exposición ambiental de los ciudadanos de Bizkaia a través de la medición de determinados contaminantes, persistentes en nuestro organismo, en muestras de sangre y orina. Concretamente se medirán: metales pesados y compuestos orgánicos clorados. De momento, está prevista una nueva evaluación dentro de dos años y otra más después de cuatro o cinco. Las muestras no se estudiarán de manera individual sino que se analizarán agrupadas por zonas geográficas y en el tiempo. Por este motivo no se dispondrá de valores individuales y, por tanto no se le remitirá un informe sobre los mismos. Únicamente, en caso de que en algún grupo estudiado se encontraran valores anormalmente altos, nos dirigiríamos a usted y a su médico de cabecera para explicarles lo observado. Participar en el estudio supone que acepta la extracción de una muestra de sangre y la obtención de orina. En ambos medios biológicos, sangre y orina, se medirán únicamente las sustancias contaminantes antes mencionadas. Asimismo, supone el aceptar que dentro de dos años le volvamos a citar para una nueva toma de muestras. Debe quedar claro que es libre de decidir no participar en el estudio. Próximamente nos pondremos en contacto telefónico con usted para solicitar su colaboración. Incluirá una breve recogida de datos personales, trabajo y enfermedades padecidas, una toma de sangre y tal vez otra de orina. No será preciso acudir en ayunas. Cualquier información o aclaración que desee le será proporcionada por la responsable operativa del estudio: Dña Miren Begoña Zubero, Teléfono: 946.012.780, 680 611 078

Juan José Aurrekoetxea Director del Proyecto

Leioa, a 28 de enero de 2005

240

II. ERANSKINA



PARTE HARTZAILEEN BAIMENA

Ingurumeneko kutsadurak gero eta kezka gehiago sortzen du Osasun Publikoan izan ditzakeen ondorioengatik. Esposizio iturri garrantzitsuenak atmosfera, arnasten dugun airea, edaten dugun ura eta jaten ditugun elikagaiak dira. Atmosfera kutsadura iturriak zenbatu ezinak dira, baina industria, trafikoa eta etxeetako berokuntza dira aipagarrienak. Ikerketa honek Bizkaiko biztanleengan ingurumeneko kutsatzaile biomarkadoreen maila aztertu nahi du. Horretarako, hainbat neurketa egingo dira bai odoletan baita gernuan ere. Zehazki, metal astunak eta konposatu organokloratuak izango dira neurtuko diren kutsatzaileak. Laginak ez dira ikertuko banan-banan, leku, genero eta adinaren arabera baino. Horregatik, ez da banakako emaitzarik egongo eta, beraz, ez da txostenik bidaliko. Balore altuegiak agertuz gero baino ez gara zurekin eta zure etxeko medikuarekin harremanetan jarriko. Ikerketa honetan parte hartzeak odol eta gernu hartzea dakarkizu. Bietan, lehen aipatutako sustantziak baino ez dira analizatuko. Halaber, bi urte barru berriz ere ikerketan parte hartuko duzula adierazten du. Parte hartzearena norberaren erabakia izango da. Informazio gehiago nahi baduzu edo zalantzaren bat izanez gero, jarri harremanetan gurekin.

Begoña Zubero, Telefonoa: 946.012.780//680 611 078

Ikerketaren helburuak ulertuak eta zalantza guztiak argituak, nire baimena ematen dut parte hartzeko. Halaber, onarpena ematen dut, nire datu pertsonalak gordetzeko eta behar diren moduan tratatzeko. Jakinda zuzenketa eta ezeztapen eskubideak honako helbidean egin daitezkeela: Euskal Herriko Unibertsitateko Prebentzio Medikuntza eta Osasun Publiko Saileko Idazkaritzan, Posta. 699, 48.080-Bilbao Izena Sinadura Data Arduraduna- Begoña Zubero Sinadura Data

241

II. ERANSKINA



CONSENTIMIENTO INFORMADO PARA PARTICIPANTES

Existe una preocupación creciente hacia las consecuencias que puede tener la contaminación ambiental en la Salud Pública. Las vías de exposición más importantes a los diferentes contaminantes son la atmosférica, el aire que respiramos, y el agua y los alimentos que consumimos. Las fuentes de contaminación atmosférica son incontables, aunque las más importantes pueden agruparse en la industria, el tráfico y la calefacción del hogar. Este estudio pretende realizar una aproximación al grado de exposición ambiental de los ciudadanos de Bizkaia a través de la medición de determinados contaminantes, persistentes en nuestro organismo, en muestras de sangre y orina. Concretamente se medirán: metales pesados y compuestos orgánicos clorados. De momento, está prevista una nueva evaluación dentro de dos años. Las muestras no se estudiarán de manera individual sino que se analizarán agrupadas por zonas geográficas, género y edad. Por este motivo no se dispondrá de valores individuales y, por tanto no se le remitirá un informe sobre los mismos. Únicamente, en caso de que en algún grupo estudiado se encontraran valores anormalmente altos, nos dirigiríamos a usted y a su médico de cabecera para explicarles lo observado. Participar en el estudio supone que acepta la extracción de una muestra de sangre y la obtención de orina. En ambos medios biológicos, sangre y orina, se medirán únicamente las sustancias contaminantes antes mencionadas. Asimismo, supone el aceptar que dentro de dos años le volvamos a citar para una nueva toma de muestras. Debe quedar claro que es libre de decidir no participar en el estudio. Cualquier información o aclaración que desee le será proporcionada por la responsable operativa del estudio: Dña Begoña Zubero, Teléfono: 946.012.780 Habiendo entendido los fines del estudio y podido realizar cualquier pregunta sobre el mismo y conociendo la libertad de participar en el mismo, doy mi conformidad a participar en el estudio. Asimismo, doy mi consentimiento para el almacenamiento informático y tratamiento estadístico de mis datos personales con los fines del presente estudio. Quedo informado de que mis derechos de rectificación y cancelación de los datos se pueden ejercer en la Secretaría del Dpto. de Medicina Preventiva y Salud Pública de la Universidad del País Vasco, Aptdo. 699, 48.080 – Bilbao. Nombre del ciudadano/a Firma Fecha La responsable - Begoña Zubero Firma Fecha

242

III. ERANSKINA


CEIC Cruces

Ingurumeneko kutsatzaileen ikerketa

Zure gogoetak kontutan hartuta, honako hau jakinarazi nahi nuke: Laginketako adina 20 eta 69 urte bitartekoa da eta izango da. Bigarren fasean bigarrenez parte hartuko duen baten bat 73 urtekoa izan daiteke. Ez dira umerik egongo. Datuen bilketaren orriaren kopia aldatuta igortzen da, identifikazio datuekin bereizketarekin, eta bananduta gordeko dira. Ikertzaile taldeak, 14/2007 Ikerkuntza Biomedikuntzako Legea eta 15/1999 Datu Pertsonalen Babesa Lege Organikoa betetzeari konprometitzen dizkio eta abenduaren 21eko 1720/2007 Errege Dekretua, 15/1999, abenduaren 13koa Lege Organikoaren Erregelamendu garapenaren onartzen duena. Gainera, informazio hau Baimen informatuaren orrian islatua geratzen da. Parte-hartzaile guztiek baimena sinatu dute Baimen orria eta hemendik aurrera modu berean egingo da. Begirunez

Juan José Aurrekoetxea Agirre

Proiektu Zuzendaria

243

III. ERANSKINA


CEIC Cruces

Estudio de evaluación de contaminantes ambientales En relación con sus atentas consideraciones, desearía hacerles saber lo siguiente: La edad de la muestra está y estará comprendida entre 20 años y 69 a su inicio. Alguno que repita podrá alcanzar los 73 años. No habrá niños. Se remite copia de la hoja de recogida de datos modificada, con separación de los datos de identificación, que se guardarán de manera separada. El equipo investigador compromete al estricto cumplimiento de la Ley 14/2007 de Investigación Biomédica y de Ley Orgánica 15/1999 de Protección de Datos de Carácter Personal y el Real Decreto 1720/2007, de 21 de diciembre, por el que se aprueba el Reglamento de desarrollo de la Ley Orgánica 15/1999, de 13 de diciembre, de Protección de Datos de Carácter Personal. Además, esta información queda reflejada en la Hoja de consentimiento informado. Todos los participantes han firmado la correspondiente Hoja de consentimiento informado y en adelante se procederá de igual manera. Atentamente

Juan José Aurrekoetxea Agirre

Investigador principal

244

IV. ERANSKINA


INGURUMENEKO KUTSATZAILE BIOMARKADOREAK Duela bi urte, Euskal Herriko Unibertsitateko Prebentzio Medikuntza eta Osasun Publiko Sailak

egindako ikerketa batean parte hartu zenuen. Hori dela eta, zurekin harremanetan jartzen gara

eta lehenbizi eskerrak eman nahi dizugu parte hartu izanagatik.

Gutun baten bidez jakinarazi genizun bezala, neurtutako kutsatzaileen emaitzak (metal astunak,

dioxinak eta beste konposatu organokloratuak) ikerketako lekuetan (Bilbo, Alonsotegi,

Kastrexana eta Balmaseda) onartutako mugen barruan daudela eta bat datozela Espainian eta

Europan egindako ikerketekin. Beraz, ez da sumatzen Osasun Publikoko arazorik.

Kutsatzaileen joera aztertzeko, ikerketa bera berriro burutuko dugula Bizkaiko guneetan (Bilbo,

Alonsotegi, Kastrexana eta Balmaseda) eta, posiblea den neurrian, lehenengo aldian parte hartu

zuten lagunekin.

Laginak ez dira ikertuko banan-banan, leku, sexu eta adinaren arabera baino. Horregatik, ez dira

banakako emaitzarik egongo eta, beraz, ez da txostenik bidaliko.

Laster zurekin telefonoz harremanetan jarriko gara zure laguntza eskatzeko. Hala nola,

norberaren datuak, egindako lana eta pairatutako gaixotasunei buruzko informazioa, odol

hartzea eta kasu batzuetan gernu hartzea. Ez da beharrezkoa izango baraurik egotea.

Informazio gehiago nahi baduzu edo zalantzaren bat izanez gero, jarri harremanetan gurekin.

Miren Begoña Zubero, Telefonoa: 946.012.780//680 611 078

Juan José Aurrekoetxea Proiektu Zuzendaria

Leioa, 2008ko martxoaren 14a

245

IV. ERANSKINA


INDICADORES BIOLÓGICOS DE EXPOSICIÓN A LA CONTAMINACIÓN

AMBIENTAL Por la presente nos dirigimos a usted para agradecer su participación en el estudio llevado a

cabo hace dos años por el Departamento de Medicina Preventiva y Salud Pública de la

Universidad del País Vasco.

Como le comunicamos en una carta previa, los resultados obtenidos de los contaminantes

medidos (metales pesados, dioxinas y otros organoclorados) en las distintas zonas de Bizkaia

estudiadas (Bilbao, Alonsotegi, Kastrexana y Balmaseda) se encuentran dentro de los límites

aceptados y son similares a otros estudios llevados a cabo en España y Europa. Por lo tanto, no

suponen un problema de Salud Pública.

Con el fin de estudiar las tendencias temporales de los contaminantes, realizaremos de nuevo el

estudio en las mismas zonas de Bizkaia (Bilbao, Alonsotegi, Kastrexana y Balmaseda) y, a ser

posible, en los mismos individuos que tomaron parte la vez anterior.

Las muestras no se estudiarán de manera individual sino que se analizarán agrupadas por zonas

geográficas, sexo y edad. Por este motivo no se dispondrá de valores individuales y, por tanto

no se le remitirá un informe sobre los mismos.

Próximamente nos pondremos en contacto telefónico con usted para solicitar su colaboración.

Incluirá una breve recogida de datos personales, trabajo y enfermedades padecidas, una toma de

sangre y tal vez otra de orina. No será preciso acudir en ayunas.

Cualquier información o aclaración que desee le será proporcionada por la responsable

operativa del estudio: Miren Begoña Zubero, Teléfono: 946.012.780//680 611 078

Juan José Aurrekoetxea

Director del Proyecto Leioa, a 14 de marzo de 2008

246

V. ERANSKINA



Datu-bilketa

Identifikazioa: ___ / ___ / ___ / ___ A-B-C-D / G-E / Z-G / 1-20

Metal astunak eta beste analitikak: Bai / Ez

G / E

Jaiotze data: ___ / ___ / ___

Izena: 1. Abizena: …......................................... 2. Abizena: .........................................

• Helbidea:…................................................................................................. • Auzoa: ............................ Udalerri: ....................... P.K.: 48.

Telefonoa:

• Beti bizi izan zara hemen ?: Bai / Ez Ezetz bada, zenbat urte daramatzazu udalerrian? _____________ Lehenago non bizi zinen? ________________ Zenbat urte? _____

• Altuera: ______ cm Pisua: _____ Kg

• Pisua hartu edo galdu duzu azken urteotan (5 urte)?: Bai / Ez

Zenbat pisatzen zenuen lehen? _____ Kg

• Ikasketa-maila (bukatuta): Ez daki irakurtzen-idazten Irakurri-idatzi Eskola graduatua / DBO Batxilergoa (FPII) Erdi mailako tituluduna Goi mailako tituluduna Ez daki / Ez erantzun Besteak

247

• Lan-jarduera?:

Lanean Langabea Pentsioduna Jubilatua Ikaslea Etxekoandrea Besteak Ez daki / Ez erantzun Ikasle, pentsiodun edo etxekoandrea bada, etxeko buruaren jarduera ere kontutan hartuko da.

• Erretzen duzu? : Bai / Ez Erre izan duzu inoiz? : Bai / Ez zig/eguneko: _____ urteak: ____

• Edaten duzu ardoa, garagardoa edo beste alkoholdun edaria, gutxienez

5 basokada asteko? Bai / Ez 5 basokada eguneko? Bai / Ez

• Ortuko produktuak kontsumitzen dituzu? Bai / Ez

Inoiz ez edo ia inoiz ez (2 hilean behin baino gutxiago) Batzuetan (hilero) Astero Ia egunero / Egunero (asteko bi aldiz baino gehiago)

Ortuaren kokapena: _______________________ (udalerria)

• Arraina kontsumoaren maiztasuna:

Zenbat aldiz jaten duzu arraina, latazkoa barne: 0-1 aldiz/asteko 2-4 aldiz/asteko 5 edo gehiago/asteko

• Hortzetako enpasteak amalgamekin: Bai / Ez • Bakarrik emakumeentzat:

Umerik izan duzu? Bai / Ez Zenbat ume bizirik ______ eta hilak (abortuak)? _____ Titia eman duzu? Bai / Ez zenbat hilabete? _____

Bakarrik etxetik kanpo lan egiten edo lan egin dutenentzako:

• Gaur egungo lana edo azkena: Enpresa: Jarduera ekonomikoa: Lanpostua: Urteak:

• Lehenagoko lana: Enpresa:

Jarduera ekonomikoa: Lanpostua: Urteak:

248

V. ERANSKINA




Hoja de recogida de datos

Identificación: ___ / ___ / ___ / ___

Ej: A-B-C-D / G-E / Z-G / 1-20

Muestra metales y otra analítica: Sí / No

H / Mha de nacimiento: ___ / ___ / ___ Nombre: Apellido 1: ............................................ Apellido 2: .............................................

• Domicilio: .................................................................................................... • Barrio: ............................ Municipio: ....................... C.P: 48.

Teléfono:

• ¿Siempre ha vivido en este barrio o municipio?: Sí / No Si no, ¿cuantos años lleva viviendo en el barrio? ______ ¿Anteriormente en cuál? ________________ ¿Cuántos años vivió en ese municipio? _____

• Altura: ______ cm Peso: _____ Kg

• Ha adelgazado o engordado los últimos años (5 años): Sí / No

¿Cuánto pesaba antes? _____ Kg

• Nivel de escolaridad alcanzado (grado finalizado): No sabe leer-escribir Leer y escribir Graduado escolar / Bach. Elemental- ESO Bachiller/FPII Titulado medio Titulado superior NS/NC Otros

• ¿Cuál es su actividad actual?:

249

Trabaja Desempleado / parado Pensionista Jubilado Estudiante Ama de casa Otros NS/NC En caso de estudiante, parado o ama de casa x se consignará, además, la actividad del cabeza de familia +

• ¿Fuma? : Sí / No Ha fumado? Sí / No Prom. cig/día: _____ Nº años: ____

• ¿Consume habitualmente cerveza, vino o alguna otra bebida con

alcohol, al menos 5 vasos a la semana? Sí / No 5 vasos al día? Sí/No

• ¿Consume productos de huerta particular u de huerta del municipio? Sí /

No Nunca o casi nunca (menos de una vez cada dos meses) Ocasionalmente (mensualmente) Semanalmente Casi a diario / A diario (más de dos veces por semana)

Situación de la huerta: _______________________ (municipio)

• Frecuencia consumo de pescado:

Cuántas veces consume pescado, incluyendo de lata: 0-1 veces/semana 2-4 veces/semana 5 o más veces/semana

• Presencia de empastes dentales con amalgamas: Sí / No • Sólo para las mujeres:

¿Ha tenido hijos? Sí / No ¿Cuantos hijos nacidos vivos ______ y muertos (abortos)? _____ ¿Ha dado pecho? Sí / No nº de meses en total _____

Sólo para los que trabajan o han trabajado fuera de casa en algún momento de su vida:

• Trabajo actual o último: Empresa: Sector de actividad: Puesto: Nº de años:

• Anteriormente: Empresa: Sector de actividad:

Puesto: Nº de años:

250

esposizio biomarkatzaileak erraustegiaren inguruko biztanleengan · 2016. 2. 16. · • lehenik...

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