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Red de Revistas Científicas de América Latina y el Caribe, España y Portugal
Rev. Int. Contam. Ambie. 29 (Número especial sobre plaguicidas) 25-43
SITUACIÓN ACTUAL DE LA CONTAMINACIÓN POR PLAGUICIDAS EN ARGENTINA
Edda C. VILLAAMIL LEPORI
1*
,
Graciela BOVI MITRE
2
y Mirtha NASSETTA
3
1
Universidad de Buenos Aires, Facultad de Farmacia y Bioquímica, Junín 956 (1113) Buenos Aires, Argentina
2
Universidad Nacional de Jujuy, Facultad de Ciencias Agrarias, Grupo INQA, Alberdi 41, (4600) San Salvador
de Jujuy, Jujuy, Argentina
3
Universidad Nacional de Córdoba, Facultad de Ciencias Exactas, Físicas y Naturales, Av. Juan Filloy s/n,
Ciudad Universitaria (5016) Córdoba, Argentina
* Autora responsable: evillaam@ffyb.uba.ar
(Recibido agosto 2013, aceptado agosto 2013)
Palabras clave: plaguicidas, impacto ambiental, contaminación humana
RESUMEN
Los plaguicidas, de uso extensivo en la agricultura, se utilizan en todo el mundo para el
control de plagas y de los vectores transmisores de enfermedades que afectan el hombre y
a los animales; y ocupan un importante lugar dentro de las sustancias a las que el hombre
está expuesto. Desde los años 70, se reportan datos sobre el impacto ambiental, en los
alimentos y en la salud humana en el país. Argentina es un país productor agrícola de
importancia, lo que trae aparejado la aplicación de signifcativas cantidades de plaguici
-
das que impactan sobre la calidad del ambiente. Un cambio agrario importante ocurrido
en los últimos años fue la introducción de la soja transgénica resistente al glifosato en
Argentina, lo que trajo un aumento notable en el rendimiento de las cosechas y de las
superfcies sembradas, pero que ha generado un crecimiento considerable del uso de un
paquete tecnológico basado en la utilización de semillas modifcadas genéticamente,
herbicida glifosato y otros insecticidas, como endosulfán, clorpirifos y piretroides. Los
resultados de investigaciones realizadas recientemente no dejan dudas sobre el posible
riesgo de contaminación, ya sea por deriva durante la aplicación de plaguicidas o por
los Fujos de lixiviación, lo que genera posibles riesgos para la biota acuática y los seres
humanos, especialmente por los plaguicidas cipermetrina, clorpirifos, endosulfán y el
glifosato. Mientras los plaguicidas organofosforados (POF) provocan alteraciones neuro-
conductuales en humanos jóvenes, los niveles de los biomarcadores de exposición a
plaguicidas organoclorados (POC), en medios biológicos humanos ex puestos ambiental-
mente, tienden a disminuir, probablemente debido a las prohibiciones y las restricciones
de su empleo. Paralelamente, los resultados de investigaciones sobre probables efectos
citotóxicos y genotóxicos del glifosato resultan preocupantes, ya que implicarían un
riesgo potencial para la salud humana y el ambiente.
Key words: pesticides, environmental impact, human contamination
ABSTRACT
Pesticides, as substances extensively used in agriculture, are applied worldwide for the
control of pest and disease vectors; and play an important role among the substances to
Septiembre 2013
E.C. Villaamil Lepori
et al.
26
which man is exposed. Information about the impact of its use on food quality, human
health and environmental pollution in Argentina is available since the 70s. As a major
agricultural producing country, the application of growing quantities of pesticides had,
and still has, its impact on the quality of the environment. An important agricultural
change, occurred in recent years in Argentina, was the introduction of glyphosate-
resistant transgenic soy bean, which brought a signifcant increase in crop yields and
sown areas, but it has also generated a considerable increase of the use of a technological
package based on genetically modifed seeds, glyphosate and other pesticides such as
endosulfan, chlorpyrifos and pyrethroids. The results of recent research leaves no doubt
about the potential risk of contamination, either by drift during pesticide application
or leaching Fows, generating potential risks to aquatic biota and humans, especially
by pesticides cypermethrin, chlorpyrifos, endosulfan and glyphosate. While organo-
phosphorus pesticides (POF) cause neurobehavioral alterations in young people, levels
o± biomarkers o± exposure to organochlorine pesticides (OCPs) in biological Fuids o±
environmentally exposed humans tend to decrease, probably due to the prohibitions
and restrictions on its use. In parallel, research results indicate probable cytotoxic and
genotoxic effects of glyphosate which is worrisome, since it would involve a potential
risk to human health and to the environment.
INTRODUCCIÓN
Los plaguicidas ocupan un importante lugar
dentro de total de sustancias a las que el hombre está
expuesto debido a su uso extensivo en agricultura
para el control de plagas y de vectores transmisores
de enfermedades que afectan a la biota y al hombre.
Existen más de 1500 principios activos que, en
distintas mezclas y concentraciones, generan más
de 50 000 productos registrados en el mundo como
plaguicidas.
Argentina es un país productor agrícola cuya
economía primaria se basa en los cultivos de soja,
maíz, trigo, girasol, maní, frutas de pepita, cítricos,
pasturas, hortalizas, papa, algodón, tabaco, frutas de
carozo, caña de azúcar, arroz, vid, porotos y otros
(CASAFE 2011).
Desde la década de los 40 hasta los 70, los pla-
guicidas organoclorados (POC) fueron ampliamente
utilizados en Argentina al igual que en el resto del
mundo. En la misma época, irrumpieron en el mer-
cado los plaguicidas organofostorados (POF) y los
carbámicos (PCar). El organismo responsable del
registro de agroquímicos en Argentina, el Servicio
Nacional de Sanidad Vegetal y Calidad Agroalimen-
taria (SENASA), mediante diferentes resoluciones
fue restringiendo y prohibiendo el uso de los POC y
ciertos POF y PCar, debido a sus conocidos efectos
adversos sobre la salud humana y el ambiente, así
como por su elevada persistencia.
A partir de los años 70, la producción y el con-
sumo de los agroquímicos aumentó, especialmente
en los países productores de granos, acrecentándose
los riesgos de efectos adversos a largo plazo en la
población en general, en los trabajadores y en el
ambiente (Brunstein
et al.
2009). Paulatinamente,
se fueron incorporando otras clases de plaguicidas,
como los insecticidas piretroides.
Se recomienda en Argentina, así como en la
mayoría de los países, el manejo integral de plagas
recomendado por la FAO (Food and Agriculture Or-
ganization), el cual promueve la producción de una
cosecha sana, con la menor intervención posible de
los agroecosistemas, para reducir los niveles de con-
taminación, disminuir la aplicación de plaguicidas
e implementar de mecanismos naturales de control
de plagas (FAO 1996, 2003). Es así que desde los
90, se produce un importante cambio agrario con la
introducción de la soja transgénica (
Glycinemax L.
)
resistente al glifosato (soja GR), el cual fue adoptado
por Argentina, y se ha expandido rápidamente, al
igual que en otros países del mundo, aumentando el
uso de plaguicidas y de las zonas de cultivo (Arregui
et al.
2010).
La incorporación de los nuevos paquetes bio-
tecnológicos junto con la siembra directa aumentó
considerablemente el rendimiento de las cosechas.
Por ejemplo, en Argentina la superfcie cultivada de
soja total creció casi 50 % en los últimos 30 años,
pasando a ocupar la mitad del área sembrada del
país. Se prevé que la campaña 2012–2013 cubrirá
19.7 millones de hectáreas con una producción
que se estima en 48.3 toneladas (Souza Casadinho
2008a, GEA 2013). (
Cuadro I
). Se presume que el
sector agrícola alcanzaría cerca de 116 millones de
toneladas en 2016 con el evidente aumento en el uso
SITUACIÓN ACTUAL DE LA CONTAMINACIÓN POR
PLAGUICIDAS EN ARGENTINA
27
de agroquímicos en general y de los ftosanitarios en
particular (Pérez Leiva y Anastasio 2006).
Cabe señalar que Argentina es el principal expor-
tador mundial de aceite y harina de soja, y el tercer
proveedor mundial de la oleaginosa en grano (FAO
2013). Actualmente, los principales agroquímicos
utilizados en Argentina son los herbicidas, en los
que el compuesto más utilizado es el glifosato y la
atrazina, seguido de los insecticidas cipermetrina, y
lambdacialotrina.
A pesar de haber disminuido el empleo de piretroi-
des, respecto de 2010, el principal insecticida aplicado
actualmente es el clorpirifos. Sin embargo, hubo cre-
cimiento de insecticidas como el rynaxypyr (diamida-
santranílicas) y fpronil (Fenilpirazol), seguido del uso
de fungicidas; con un registro menor se ubicaron los
curasemillas y acaricidas. En la
fgura 1
, se muestran
los porcentajes de los distintos grupos de plaguicidas
usados en Argentina en el periodo 2010-2012 (Casafe
2011, 2012, 2013).
Las principales consecuencias del método intenso
del cultivo de granos genéticamente modifcados ha
sido el incremento de las superfcies de cultivo en
detrimento de otros cultivos, como las hortalizas y la
producción láctea, lo que ha traído aparejado el mayor
uso de plaguicidas, especialmente glifosato (Di Fiori
et al.
2012), la aparición de malezas resistentes espe-
cialmente al glifosato, que implica mayor cantidad
de aplicaciones con aumento de las dosis empleadas
(Vila-Aiub
et al.
2008), la rotación de herbicidas y el
incremento de insectos perjudiciales, con descenso
de los benéfcos (Souza Casandinho
et al.
2008a).
Uno de los problemas del uso de plaguicidas es el
posible impacto sobre los seres humanos expuestos
directa o indirectamente a la acción de estos agentes
tóxicos. En la Provincia de Misiones, se utilizan
dosis crecientes de herbicidas en el cultivo de yerba
mate; mientras que en la pampa húmeda (zonas de
cultivo de granos transgénicos), se incrementó la
utilización de herbicidas como el glifosato, el 2,4-D
y el insecticida endosulfán. Además, los plaguicidas
pueden contaminar los alimentos de consumo, lo que
representa un riesgo para la población. Un ejemplo
de esta situación es el escaso control de los mercados
nacionales concentradores y la falta de respeto del
tiempo de carencia por parte de los productores de
hortalizas de consumo masivo
(Souza Casadinho
2009). El endosulfán, uno de los más utilizados en
Argentina en los cultivos de hortalizas, cereales y
oleaginosas, es otro insecticida de riesgo por sus
conocidos efectos tóxicos (Souza Casadinho 2008b,
2009). Otro aspecto de consideración es cuando no
se aplican las buenas prácticas en el desecho de en-
vases y líquidos remanentes luego de la aplicación de
plaguicidas, lo cual se asocia a casos de intoxicación
humana y elevada contaminación ambiental (Souza
Casadinho 2009).
Diversos estudios de campo y laboratorio demues-
tran el impacto del endosulfán sobre el ambiente
(agua, suelo, sedimentos y fauna silvestre) (Rovedatti
et al.
2001, Carriquiriborde
et al.
2005, Jergentz
et
al.
2005
,
Cid
et al.
2007
,
Reynoso y Andriulo 2008
,
Ballesteros
et al
. 2010
,
Di Marzio
et al.
2010, Mugni
et al.
2011a, b, Ondarza
et al.
2011
,
Paracampo
et
al.
2012, Rimoldi
et al.
2012, Bonansea
et al.
2013,
González
et al.
2010, 2013, Miglioranza
et al.
2013).
CUADRO I.
ESTIMACIONES DE ÁREAS SEMBRADAS Y
DE PRODUCCIÓN DE TRIGO, SOJA Y MAÍZ
EN ARGENTINA DURANTE LAS CAMPAÑAS
2011/12 Y 2012/13
Campaña
Trigo
Soja
Maíz
Área
sembrada
Millones
de hectáreas
2012/13
3.6
19.7
4.1
2011/12
4.6
19
4.4
Producción
Millones
de toneladas
2012/13
9.3
41
19
2011/12
13
48
25
GEA (2013)
Año 2010
75%
75%
64%
12%
16%
12%
11%
4%
3%
6%
4%
4%
4%
5%
1%
1%
1%
2%
Año 2011
Año 2012
Acaricidas
Curasemillas
Fungicidas
Herbicidas
Insecticidas
Otros
Fig. 1.
Porcentajes de las cantidades utilizadas de los distintos grupos de plaguicidas durante los años
2010-2012
E.C. Villaamil Lepori
et al.
28
Cabe señalar que la normativa Argentina permitió la
importación del principio activo y sus formulados
desde el 30 de junio de 2012, y por la resolución
511/11 la elaboración de los formulados, así como
su comercialización desde el 30 de junio de 2013
(SENASA 2013)
Según datos de la Organización Mundial de la Sa-
lud (OMS) del 2000, América Latina contribuía con
el 50 % de los casos de intoxicación y el 75 % de las
muertes causadas por plaguicidas en todo el mundo,
aun cuando en esta región las ventas representaron
el 10.4 % del total mundial (Brunstein
et al.
2009).
Por otro lado, se sabe que en Argentina es común
la venta de plaguicidas en ferreterías, forrajeras,
semillerías, casas de artículos de limpieza, entre
otros. Se pueden comprar sin obligación de presen-
tar prescripción profesional y, en consecuencia, sin
la seguridad de la correcta aplicación y disposición
fnal, quedando esta librada al usuario (Souza Casa
-
dinho 2009). En una investigación epidemiológica
realizada en la provincia de Jujuy, Altamirano
et
al.
(2004) hallaron que el 25 % de la población de
trabajadores rurales estudiada, tuvo al menos una in-
toxicación aguda por plaguicida y aproximadamente
la mitad (49.5 %) de ellos no acudieron a servicios
de salud. Esta investigación introduce otro problema
sanitario debido al subregistro de las intoxicaciones,
panorama que difculta la implementación de planes
preventivos, situación que se extiende en el nivel
nacional (Souza Casadinho 2008a, 2009). La infor-
mación del Ministerio de Salud de la Nación (MS
2009, 2010, 2011) confrmaría lo estimado, ya que
como se observa en el
cuadro II
, son exiguos los
casos notifcados a las autoridades de salud, tanto
cuando se trata de intoxicaciones por plaguicidas de
uso agrícola como doméstico.
Según Cerdeira y Duke (2006) es mínima la
contaminación por glifosato en el suelo, agua y aire
en comparación con otros herbicidas, y no se han
encontrado residuos de glifosato en los alimentos
disponibles en los mercados provenientes de los pro-
ductos agrícolas resistentes a este. De acuerdo con los
investigadores citados, los cultivos de estas especies
modifcadas genéticamente (GRC) han promovido
el abandono o disminución de la labranza agrícola
en EUA y Argentina, lo que aporta un benefcio
ambiental importante. Sin embargo, han aparecido
tres especies de malezas resistentes al glifosato en
campos de cultivos de GRC con una posibilidad
de convertirse en problema al compararlos con los
cultivos convencionales.
Con base en los diversos aspectos relacionados
con el empleo de los plaguicidas en Argentina, se con-
siderarán los datos existentes sobre contaminación
ambiental por viejos usos de insecticidas persistentes,
como los organoclorados, ya prohibidos desde hace
décadas, y por otros de aplicación actual: los insec-
ticidas piretroides (endosulfán), organofosforados
y herbicidas, especialmente el glifosato. Asimismo,
se estudiará la información sobre contaminación de
alimentos, histórica y actual, losdatos de contami-
nación de seres humanos expuestos laboralmente
y el impacto de la contaminación ambiental sobre
la población en general. Además, se presentará el
relevamiento de los antecedentes existentes sobre
posibles efectos adversos de los agroquímicos por
exposiciones crónicas en poblaciones expuestas.
a) Niveles de contaminación en el ambiente acuá-
tico, suelos y sedimentos
Son de preocupación para la comunidad cientí-
fco-técnica los niveles de contaminación por agro
-
químicos dada su importante utilización en el país y
la translocación con la consecuente contaminación.
Ya desde los 70 García Fernández
et al.
(1979a)
han demostrado la presencia de plaguicidas POC en
muestras de aguas en el Sector Antártico Argentino
y la costa atlántica. Las concentraciones halladas
alcanzaron valores ligeramente superiores a 1 ng/L,
aunque los niveles encontrados de p,p’-DDT (
diclo-
rodifenil-tricloroetano
) fueron más altos (9 ng/L),
en ciertos lugares. Por ejemplo, un alto contenido de
plaguicidas se observó en muestras de agua extraída
en los muelles y de la nieve en las cercanías de la Base
CUADRO II.
INTOXICACIONES POR PLAGUICIDAS AGRÍCOLAS Y DE USO DOMÉSTICO DEL PERIODO
2009-2011 EN ARGENTINA
Intoxicaciones por
Plaguicidas
2009
2010
2011
Nº de Casos
Tasas
1
Nº de Casos
Tasas
1
Nº de Casos
Tasas
1
Agrícolas
75
0.19
172
0.42
122
0.3
Domésticos
213
0.53
243
0.6
222
0.55
TOTAL
288
-
415
-
344
-
1
Tasas= Nº de casos / 100 000 habitantes Tomado de MS (2009, 2010, 2011)
SITUACIÓN ACTUAL DE LA CONTAMINACIÓN POR
PLAGUICIDAS EN ARGENTINA
29
Almirante Brown, lo que señala claramente la in-
fuencia de la actividad humana en la contaminación
del ambiente. En un trabajo similar, se investigaron
POC en los ríos Paraná y Uruguay (García Fernández
et al.
1979b); se halló HCB (hexaclorobenceno), α,
β y γ HCH (hexaclorociclohexano), aldrin, endrin,
heptacloro y su epóxido, p,p’ DDT y p,p’ DDE
(
diclorodifenildicloroetileno
), con frecuencias y
concentraciones variables. Las concentraciones de
los diferentes POC fueron menores a 1 ng/L excepto
para ΣDDT (suma de DDT) que llegó a 5.61 ng/L;
los valores fueron similares a los reportados en el
periodo por otros investigadores.
Los resultados de investigaciones realizadas en
los últimos años no dejan duda sobre el posible
riesgo para la biota acuática y para los seres huma-
nos, dependiendo de los plaguicidas hallados. Por
ejemplo, en un estudio efectuado durante las épocas
de aplicación de insecticidas, entre 2001-2003,
en los arroyos Brown y Horqueta, en la provincia
de Buenos Aires, principal zona de producción de
soja de Argentina, se reportaron concentraciones
de clorpirifos y cipermetrina en la escorrentía y/o
en el agua de inundación superiores a los criterios
de calidad de agua para el agua dulce según Jergent
(2005), con riesgo grave para la vida acuática. En el
arroyo Horqueta, las concentraciones de clorpirifos
triplicaron los niveles máximos para agua dulce du-
rante el periodo de aplicación, lo que podría poner
en riesgo a la fauna acuática. El endosulfán no se
detectó en el agua, pero sí en material en suspensión
del arroyo Horqueta (Jergentz
et al.
2005). En cam-
bio, Mugni
et al.
(2011a, b) señalan que pulsos de
toxicidad efímeras se observaron como consecuencia
de la aplicación agrícola de cipermetrina, clorpirifos,
endosulfán y glifosato y que la escorrentía tuvo un
efecto de toxicidad más importante que la exposición
por la fumigación aérea directa en el ambiente regio-
nal. El principal insecticida aplicado actualmente, la
cipermetrina, asciende a 150 g de ingrediente activo
por hectárea, lo que representa alrededor de 2300
toneladas anuales liberadas al ambiente (Mugni
et
al.
2011b). Otro estudio realizado en el río Quequén
Grande, provincia de Buenos Aires, evaluó la apari-
ción y el transporte de los plaguicidas endosulfán y
cipermetrina; se encontró en el suelo niveles totales
en un rango entre 0.07 a 0.9 ng/g de peso seco. El
insecticida endosulFán (α+ β y sulFato) representó el
72.5 % del total de residuos de insecticidas en sue-
los y en sedimentos, superando en algunos casos el
valor postulado por las normas internacionales para
la protección de la biota acuática ±jado en 3 ng/L.
Aunque los niveles de insecticidas en el suelo fueron
bajos, estos compuestos podrían representar un riesgo
para la biota acuática y para los seres humanos, por lo
cual los autores recomiendan implementar acciones
preventivas (González
et al
. 2013).
Se realizó una evaluación de la migración de re-
siduos de plaguicidas en suelo, aguas super±ciales,
aguas subterráneas poco profundas y la depositada
por la deriva, en el valle del río Neuquén, fuera del
sitio de aplicación de los plaguicidas utilizados en
la actividad agrícola. Los resultados mostraron la
presencia de residuos en el suelo, en aguas super±
-
ciales y en aguas subterráneas poco profundas. Las
Frecuencias de detección más altas en aguas (super±
-
cial y subterránea) se encontraron para azinfos- me-
tílico y clorpirifos (> 70 %). Los niveles más altos
fueron en agua subterránea poco profunda para el
azinfos-metílico (22.5 µg/L) y el carbaril (45.7 µg/L).
También se halló deriva durante la aplicación de
plaguicidas, y fujos de lixiviación que Fueron las
principales rutas de migración de los residuos que
contribuyeron a la contaminación del subsuelo
(Loewy
et al.
2011).
En la cuenca del Río Negro, en la Patagonia Ar-
gentina, se reporta la presencia de POC en suelos,
sedimentos, material particulado en suspensión y en
agua de cursos acuáticos. En todas las matrices, se
hallaron POC, lo que indica el impacto de la agri-
cultura en la cuenca. Los niveles más altos descritos
correspondieron al pp’-DDE, que representó hasta
el 95 % en los suelos agrícolas del Alto Valle (aguas
arriba) (42.0-1.27×10
3
ng/g peso seco), lugar donde
la producción intensa de frutas tiene una larga historia
que explicaría la presencia en el ambiente de POC. El
insecticida endosulfán también se encontró en todas las
matrices. Los niveles oscilaron entre 0.3 y 708.0 ng/g
peso seco; las concentraciones más altas fueron las del
material particulado en suspensión del Valle Medio,
antes de la zona del delta (Miglioranza
et al
. 2013).
Con respecto al riesgo ambiental, resulta varia-
ble dependiendo del cultivo. Arregui
et al
. (2010)
realizaron una estimación para diferentes cultivos
e ingredientes activos; encontraron un bajo riesgo
para los cultivos de alfalfa, soja y trigo y alto para el
maíz en cultivos anuales y perennes. La atrazina y el
acetoclor, utilizados principalmente en el cultivo de
maíz, fueron los agroquímicos que proporcionaron
los mayores riesgos de contaminación ambiental; el
agua subterránea fue el compartimento más afectado.
Aun cuando desde los años 70 ya no se permite el
uso de los POC, excepto el endosulfán, se midieron
POC (α, β y γ HCH, heptacloro, epóxido de heptaclo
-
ro, aldrin, endrin, dieldrin, op ‘y pp’ DDT; op ‘y PP’
DDE; α y γ clordano y β-endosulFán) y también PO²
E.C. Villaamil Lepori
et al.
30
(paratión, metílico y etílico, clorpirifos y fenitrotión)
en aguas superfciales del río Reconquista-Buenos
Aires, curso histórico acuático muy contaminado.
Se instalaron tres estaciones de muestreo a lo largo
de 46 kilómetros durante dos años con seguimiento
mensual. De las 60 muestras analizadas, el 35 % con-
tenía POC en una concentración mayor que el límite
de detección. Los POF no se encontraron en ningún
caso. El DDT y su metabolito DDE solo se hallaron
en una sola estación y el γ clordano en otra. El hep
-
tacloro estuvo presente en el 50 % de las muestras
de uno de los puntos y en el 35 % de otro; mientras
que los isómeros del HCH se detectaron en el 38 y
el 45 % de las muestras de dos lugares de muestreo
diferentes. En todos los lugares, se encontró que los
niveles de plaguicidas fueron entre 40 y 400 veces
superiores a los límites legales establecidos para la
protección de la vida acuática (Rovedatti
et al
. 2001).
También en el estuario de Bahía Blanca se
investigaron 18 POC entre abril de 2005 y marzo
de 2009 en sedimentos. Los resultados indican
niveles bajos para los ΣHCH y ΣDDT y medios
para las ΣPOCs, comparados con otros lugares del
mundo. Los rangos de concentración, expresados en
ng/g de peso seco, Fueron de ΣPOCs, entre 3.54 y
63.79, ΣHCH, desde no detectable a 8.03, y desde
no detectable a 3.20 para los ΣDDT. Se encontró
además una tendencia a la disminución en la carga
de estos contaminantes en el ambiente respecto a
datos anteriores (Arias
et al
. 2011).
En la laguna de Mar Chiquita, en la cual desembo-
ca el Río Suquía (Córdoba,Argentina), se evaluaron
los POC mediante tres muestreos en agua. Se halló
endosulfán sulfato (9.4 ± 3.87 ng/L) y HCH (21.65
± 9.08 ng/L) en cantidades que superaron los niveles
propuestos por la legislación argentina. (Ballesteros
et al
. 2010). Recientemente, se detectaron plaguicidas
en aguas de la cuenca del río Suquía; se observaron
niveles altos de agroquímicos en las zonas con prác-
ticas intensas de agricultura. Las concentraciones
máximas que se encontraron fueron las siguientes:
atrazina 433.9 ng/L, α-cipermetrina, 121.7 ng/L y
sulfato de endosulfán 106.7 ng/L. En las zonas ur-
banas, el plaguicida prevalente Fue α-cipermetrina
(Bonansea
et al
. 2013).
Evidentemente, los residuos de POC tienden a
desaparecer, como se infere del trabajo de Peluso
et al
. (2013). Los investigadores evaluaron POC y
piretroides en los sedimentos del río Luján sobre
muestras de 14 sitios ubicados a lo largo de su curso.
Las concentraciones de plaguicidas estuvieron por
debajo de los límites de detección analíticos en todos
los puntos de muestreo.
En otras investigaciones, se estudiaron ambien-
tes acuáticos situados en zonas dedicadas al cultivo
de soja transgénica en Argentina. Respecto al glifo-
sato, se hallaron en agua desde 0.10 hasta 0.70 mg/L,
y en suelo y sedimentos entre 0.5 y 5.0 mg/L en
zonas cercanas a los arroyos a±uentes de los ríos
Pergamino-Arrecifes, en el norte de la Provincia de
Buenos Aires, resultados esperables con los obte-
nidos por aplicación de buenas prácticas agrícolas
(Peruzzo
et al
. 2008). Un tema de importancia en
la actualidad, por la ausencia de normativas en el
país sobre zonas de exclusión para la aplicación de
agroquímicos, son los estudios que consideran la
distancia desde los cultivos a los cursos acuáticos.
Di Marzio
et al
. (2010) analizaron muestras de
agua y sedimentos, con base en estas distancias, en
una zona dedicada al cultivo de soja transgénica
y encontraron concentraciones de EndosulFán (α
+ β) de hasta 553.33 µg/kg en sedimentos de am
-
bientes situados a 0.15 m de campos tratados. En
ambientes acuáticos de zonas argentinas dedicadas
a este cultivo, se evaluó la toxicidad aguda a la ge-
notoxicidad y la diversidad de peces, teniendo en
cuenta la distancia desde los cultivos a los arroyos
muestreados. Biomarcadores como las actividades
de la etoxiresorufna-O-deetilasa, citocromo P450
(CYP1A1) y la expresión de genes mostraron
correlación con la concentración ambiental del
endosulfán. Estos biomarcadores y la mortalidad
de anFípodos se correlacionaron signifcativamente
con la concentración de endosulfán en el agua y en
los sedimentos, con una correlación inversa a la
distancia entre el cultivo y los cursos de aguas. La
diversidad de peces Fue signifcativamente menor
cuando las distancias entre el margen de los cultivos
de soja y el curso acuático no excedieron de 2 m,
desapareciendo estos efectos a distancias superiores
a 5 m (Di Marzio
et al
. 2010).
Datos interesantes sobre el glifosato fueron
aportados por Pessagno
et al.
(2008). De acuerdo
con los resultados de un estudio realizado en Argen-
tina en suelos, este herbicida forma complejos con
iones metálicos que podrían afectar su degradación,
su distribución y su biodisponibilidad en suelos y
aguas subterráneas. Debe tenerse en cuenta, según
los autores, que las propiedades de los suelos y los
complejos minerales resultan de gran importancia
para evaluar el control de la contaminación por
glifosato, agente fuertemente quelante de metales
como el hierro y otros, lo que vuelve el herbicida
más persistente en suelo.
Con respecto a otros herbicidas en agua, se detectó
en 2008 atrazina (12.43 μg/L) en el arroyo Pergami
-
SITUACIÓN ACTUAL DE LA CONTAMINACIÓN POR
PLAGUICIDAS EN ARGENTINA
31
no, aguas abajo de la ciudad del mismo nombre, y
en uno de los pozos de la cuenca superior cercana a
la zona de cultivo de maíz y a la zona de recarga, a
nivel freático 1.22 μg/L. Se encontró también endo
-
sulfán- α, β, sulfato y epóxido de heptacloro entre 3
y 23 μg/L (Reynoso y Andriulo 2008).
b) Niveles de contaminación en la fauna silvestre
De acuerdo con los resultados de numerosos
trabajos, los POC son los agroquímicos que más
aparecen en varias especies de la fauna silvestre. De
acuerdo con Cid
et al
. (2007), se hallaron POC en
tejido adiposo de aves del Embalse La Florida en la
provincia de San Luis, Argentina. En este estudio,
se seleccionaron tres especies de aves, dos que se
alimentan de peces,
Podiceps majory
,
Phalacroco-
rax brasilianus
y una especie omnívora,
Pitangus
sulphuratuse
, y se investigaron α, β, δ y γ HCH,
ΣDDTs (p,p’-DDT, p,p’-DDD, p,p’-DDE y metoxi
-
cloro), ΣALD (aldrín, dieldrín, endrín y endosulfán)
y ΣCHL(cis-y trans-clordano, heptacloro, epóxido de
heptacloro). Las concentraciones de POC detectadas
fueron más bajas que las reportadas en la literatura
(ΣPOC desde 2,684.91-19.231.91 ng/g de tejido adi
-
poso). Otro trabajo realizado en peces de ríos de la
provincia de Buenos Aires permitió determinar una
mayor cantidad de muertes generalizadas de peces
entre las 24 y las 72 horas luego de la aplicación de
endosulfán en las cercanías (Carriquiriborde
et al
.
2005). En Córdoba, Argentina, en la laguna de Mar
Chiquita, se evaluó la presencia y la concentración de
POC en individuos jóvenes de pejerrey (
Odontesthes
bonariensis)
;
el mayor contenido correspondió al
grupo del endosulfán (Ballesteros
et al
. 2010).
En la Patagonia Andina se investigaron DDT y en-
dosulfán en tejidos de trucha marrón (
Salmo trutta
).
Los niveles de DDT se correlacionaron positivamente
con el contenido de lípidos, mientras que los menos
hidrofóbicos, como el endosulfán, mostraron una
pobre correlación. Del total de contaminantes, co-
rrespondió al endosulfán el 99.9 % (los niveles más
altos se hallaron en hígado 500 × 10
3
ng/g de lípido),
con una relación de los isómeros α/β > 1 en todos
los órganos. Estos resultados son coincidentes con
el uso del endosulfán técnico (producto comercial)
y sugieren una exposición aguda reciente a este in-
secticida. Por el contrario, la relación de DDT/DDE
reFejó exposiciones antiguas a DDT y mostró un
predominio de DDE (Ondarza
et al
. 2011).
Las prácticas agrícolas que utilizan el glifosato
afectan a los organismos “no blanco”, modi±cando
la estructura y la funcionalidad de los ecosistemas de
agua dulce (Vera
et al
. 2010, Di Fiori
et al
. 2012). Los
primeros autores observaron un aumento signi±cativo
del fósforo total que favorece el proceso de eutro±
-
zación, disminución de la cloro±la y un aumento de
la mortalidad de las algas. En otro estudio, el mismo
grupo de investigadores sostiene que el glifosato
atanor(®) acelera el deterioro de la calidad del agua,
especialmente cuando se consideran los sistemas de
agua de pequeño volumen (Vera
et al
. 2012b).
Es sabido que elevadas cantidades de glifosato
afecta la calidad de las aguas. Di Fiori
et al
. (2012)
señalan que las comunidades microbianas se alteran
cuando el glifosato alcanza los cuerpos de agua y
que la presencia en agua dulce del mejillón dorado
Limnoperna fortunei
favorece el aumento de la trans-
parencia del agua y el reciclaje de nutrientes (vivos o
como valvas vacías) en las aguas, pues contiene altas
concentraciones de glifosato (entre 16 y 19 mg/L) que
disminuye la concentración del glifosato en el agua.
Se evaluó el efecto tóxico en concentraciones
subletales (1, 17.5 y 35 mg/L) de glifosato puro sobre
la actividad de la acetilcolinesterasa (AChE), en la
especie de peces
Cnesterodon decemmaculatus
. Se
observó un efecto inhibidor signi±cativo sobre la
actividad de la AChE (entre 23 y 36 %) en el ensayo
agudo (96 h) en la concentración de herbicida más
baja ensayada. Estos resultados indican que la activi-
dad de la AChE– biomarcador de neurotoxicidad– en
C. decemmaculatus
puede ser efectiva para evaluar la
exposición a glifosato en concentraciones ambienta-
les relevantes (Menéndez-Helman
et al.
2012).
Con el objetivo de evaluar la persistencia toxicidad
en el agua de escorrentía, luego de dos aplicaciones
(temprana y tardía) de los insecticidas cipermetrina
y endosulfán, utilizados en Argentina, en parcelas de
suelo experimentales de soja, se realizaron pruebas de
toxicidad en el anfípodo
Hyalella curvispina
y el pez
Cnesterodon decemmaculatus
. Para
H. curvispina
,
la
toxicidad cesó un mes después de la primera aplica-
ción de los dos plaguicidas, mientras que persistió
durante más de tres meses después de la aplicación
tardía; la toxicidad para el
C. decemmaculatus
siguió
el mismo patrón. La cipermetrina no causó mortali-
dad en
C. decemmaculatus
después de la aplicación
temprana, mientras que la toxicidad al endosulfán
persistió durante casi cuatro meses después de la
aplicación tardía (Paracampo
et al
. 2012).
Las mezclas de plaguicidas se encuentran común-
mente en los sistemas de agua dulce; pero el cono-
cimiento de sus efectos sobre las especies acuáticas
no blanco es escaso. Se observaron efectos aditivos
o sinérgicos cuando caracoles de agua dulce (gaste-
rópodo
Planorbarius corneus
) fueron expuestos a
mezclas de POF azinfos-metílico (AZM) y clorpi-
E.C. Villaamil Lepori
et al.
32
rifos (CPF), siendo estos efectos dependientes de la
concentración de las mezclas. AZM entre 1.27 y 0.42
mg/L CPF entre 1.25 y 3.75 µg/L. La evaluación se
realizó mediante la medición de las actividades de
la colinesterasa y carboxilesterasa (Cacciatore
et al
.
2013). Los autores indican que una evaluación de
riesgos basada únicamente en bioensayos de un solo
producto químico no pueden proteger adecuadamente
los organismos no blanco.
Un estudio evaluó los efectos a corto y largo
plazos de dos insecticidas de amplio espectro (ciper-
metrina y endosulfán) y dos bioracionales (spinosad
y metoxifenozida) presentes en el agua, en adultos
jóvenes de
Chrysoperla externa
(Hagen), insecto
depredador de varias plagas agrícolas. Se observó que
la cipermetrina redujo la supervivencia de los adultos,
independientemente del sexo; mientras que el endo-
sulfán disminuyó la supervivencia de las hembras.
Todos los insecticidas ensayados retrasaron la ma-
durez reproductora de los adultos. La cipermetrina,
endosulfán y la spinosad disminuyeron la fecundidad
de las hembras. Además, la metoxifenozida indujo
efectos en los parámetros de reproducción. No se
observaron alteraciones sobre la supervivencia de
la progenie con cualquiera de los compuestos ensa-
yados. Si se tienen en cuenta los efectos subletales,
spinosad y endosulfán no deben ser considerados
inocuos (Rimoldi
et al
. 2012).
c) Niveles de contaminación de alimentos
Los POC han sido extremamente utilizados en la
agricultura, en el área forestal y en la salud pública,
para controlar plagas. Son muy persistentes en el
ambiente y se acumulan en la cadena alimentaria.
Los datos existentes en Argentina de residuos de
plaguicidas en alimentos son escasos. Se analizaron
residuos de POC en 150 muestras de manteca reco-
gidas de varios lugares en las ciudades de Santa Fe
y Rosario (Argentina) en un periodo de 18 meses
en la década de los 90. La mayoría de las muestras
contenían residuos de γ-HCH (lindano) y heptacloro
(92 % y 78 %, respectivamente), α-HCH, y aldrin
en el 58 y 55 % de las muestras; también se detectó
dieldrin e isómeros del DDT en algunos casos (30 %).
Los valores medios de residuos de plaguicidas en man-
teca fueron ΣHCH 0.029 ppm, Σheptacloro 0.064 ppm,
Σaldrin 0.11 ppm y 0.024 ppm de ΣDDT. En muy
pocos casos, los niveles de residuos sobrepasaron los
límites establecidos por la FAO/OMS (Lenardón
et
al.
1994). Los mismos investigadores analizaron la
presencia de POC en 120 muestras de leche pasteu-
rizada procedentes de Santa Fe. Encontraron que casi
todas contenían residuos; los de mayor frecuencia
fueron el heptacloro y su epóxido (98 %) y α y γ
HCH. También se evidenciaron residuos de aldrin y
dieldrin, clordano (α y γ), endosulfán (α y β) y DDT
(o,p’-DDT, p,p’-DDE, o,p’ DDD, p,p’ DDD), así
como HCB. La presencia en altas concentraciones
fue esporádica; los valores medios fueron menores
que los límites de tolerancia de la FAO/OMS. No
se encontraron relaciones entre las concentraciones
máximas y el periodo estacional. (Maitre
et al.
1994).
En otro trabajo fueron analizados 109 alimentos,
53 productos grasos y 56 verduras, frutas y granos, y
se compararon con los límites máximos de residuos
(LMR) Fjados por SENASA. A partir de datos loca
-
les de consumos de alimentos y las concentraciones
halladas, se calcularon las ingestas diarias teóricas
de los plaguicidas, las cuales fueron cotejadas con
las ingestas diarias admisibles (IDA). El lindano,
Σheptacloro y ΣDDT fueron los plaguicidas que
aparecieron con mayor frecuencia en los alimentos
estudiados (50, 46 y 45 %, respectivamente). Las
concentraciones halladas estuvieron comprendidas
entre 0.1 y 19.2 ng/g, en el caso del lindano; entre
1 y 299 ng/g, en el del Σheptacloro, y entre 0.1 y
75 ng/g, en el ΣDDT. Las cantidades de algunos
de ellos correspondieron con las ingestas alimen-
ticias regionales, a valores cercanos o superiores a
las IDA. Otros plaguicidas, como el HCB, ΣHCH
y mirex para los cuales no se recomiendan IDA,
estuvieron presentes en ciertos alimentos. Altas
concentraciones de Σheptacloro fueron observadas
en los productos lácteos, lo cual implica un pro-
bable riesgo para la población infantil (Villaamil
Lepori 2000). Se analizaron residuos de POC en 50
muestras de leches maternizadas y en 51 muestras
de productos lácteos (postres y yogures) recogidas
en el mercado local de Buenos Aires durante un
periodo de algo más de dos años (febrero 2001
a diciembre 2003). Los resultados fueron expre-
sados en ng/ml y se consideraron los siguientes
grupos: Σaldrinas, Σclordano, ΣDDT, Σendosulfán,
ΣHCH, Σheptacloro, endrin, HCB y lindano. Con
los resultados obtenidos, se calculó la Ingesta
Diaria Estimada (IDE) con base en el consumo de
alimentos lácteos de lactantes e infantes y del peso
corporal. Los resultados fueron comparados con las
IDA recomendadas por el
Codex Alimentarius
. De
las 101 muestras analizadas, el 10 % no contiene
ninguno de los plaguicidas investigados, 24.8 %
contiene al menos un plaguicida, 19.7 % contiene
dos y el 2 % mostró evidencia de siete u ocho POC
de los diferentes grupos. De todos los grupos de
plaguicidas investigados, las Σaldrinas y ΣDDT
tuvieron porcentajes representativos (32 %), y el
SITUACIÓN ACTUAL DE LA CONTAMINACIÓN POR
PLAGUICIDAS EN ARGENTINA
33
Σheptachloro y ΣHCH las frecuencias más eleva
-
das, 57 y 53 % respectivamente. La contribución al
IDA, considerando neonatos y leches maternizadas,
superó varias veces la IDA para el Σheptacloro y
Σaldrinas. Algo similar ocurre para el Σheptachoro
cuando se consideran productos lácteos (postres y
yogures). En muestras de productos lácteos para
consumo infantil, se conFrmó el riesgo elevado
asociado al heptacloro, que excedió la IDA; es decir
que el riesgo aumenta con una alta ingesta de leche
y bajo peso corporal de lactantes e infantes (RidolF
et al
. 2002, Villaamil Lepori,
et al.
2003, 2006).
En Argentina, los residuos de POC con mayor
frecuencia en alimentos corresponden al ΣHCH
y ΣDDT, y en segundo lugar a los Σheptacloros,
Σclordanos, Σaldrinas y Σendosulfán (
Cuadro III
).
En productos lácteos, los residuos más abundantes
son los ΣDDT y los HCH, sobre todo en los reportes
anteriores (Higa 1978). Tomando en cuenta todos los
datos, las concentraciones disminuyen en el siguiente
orden: DDT (media: 246 ± 371 μg/kg lípidos) > HCH
(media 134 ± 132 μg/kg) > aldrin (56 ± 77 μg/kg) ~
heptacloro (media 49±18 μg/kg) > dieldrin (30±21
μg/kg) (Barra
et al
. 2002). Datos de diferentes autores
(Lenardón
et al
. 1994, Maitre
et al.
1994, Villaamil
Lepori 2000) muestran concentraciones bajas, muy
inferiores a los niveles de acción (HCH: 12–51
vs.
nivel de acción de 200-300 μg/kg, DDT 12–24 y
hasta 990
vs.
1250 μg/kg), como consecuencia de
las restricciones de uso de los POC en las décadas de
1980 y 1990. Según datos de Villaamil Lepori (2000)
sobre índices de consumo habitual en Buenos Aires,
la ingesta diaria de plaguicidas no superó el valor de
referencia de la IDA de la FAO/OMS.
En verduras, los datos presentan gran variabili-
dad. Las concentraciones más elevadas encontradas
de endrin y aldrin fueron en brócoli, 218–226 μg/
kg (Barra
et al.
2002). Otros POC hallados en me-
nores concentraciones en vegetales fueron ΣHCH
11 ± 8 μg/kg, Σclordano 9 ± 19 μg/kg, ΣDDT
20 ± 25 μg/kg, Σheptacloro 6 ± 7 μg/kg y Σendosulfán
4 ± 5 μg/kg (Villaamil Lepori 2000). Se evaluó la
presencia y la distribución de POC en hortalizas
(lechuga y acelga) cultivadas bajo condiciones or-
gánicas y convencionales, y en suelos de cultivo; se
encontró ΣDDT > Σclordano > Σheptacloro >Σaldrin
en todas las muestras. Los suelos tuvieron niveles
de residuos de POC debajo de 5 ng/g de peso seco,
CUADRO III.
RESIDUOS DE POC EN ALIMENTOS PARA CONSUMO HUMANO (mg/kg)
Prod alim
S
HCH
S
Clord
S
DDT
Hept
Ald
Dield
End
HCB
S
Ends
Mirex Referencia
Leche
(1)
360
200
40
Higa (1978), AstolF e Higa (1978)
Queso
(1)
190
110
50
Higa (1978), AstolF e Higa (1978)
Manteca
(1)
160
140
30
Higa (1978), AstolF e Higa (1978)
Manteca
(1)
29
24
64
110
Lenardon
et al
(1994).
Leche
(1)
51
23
990
55
7
17
Maitre
et al
(1994).
Lácteo
(1)
12
1.7
11.6
29
1.02
1.26
0.43
0.85
0.8
Villaamil (2000).
Leche inf.
(1)
6
52
2
AstolF e Higa (1980)
Leche inf.
(3)
0.65
0.12
0.29
0.64
0.4
0.14
0.16
Rodriguez Girault
et al.
(2001)
Res
(2)
280
49
Higa (1978); AstolF e Higa (1978)
Res
(1)
1.7
0.15
2.28
16.61
0.59
0.64
1.03
0.61
2.65
Villaamil, (2000).
Cerdo
(1)
0.59
1.62
3.04
0.33
Villaamil, (2000).
Pollo
(1)
5.84
0.11
5.67
2.82
1.19
0.69
0.08
0.67
Villaamil, (2000).
Pescado
(1)
1.63
1.23
8.18
16.85
1.04
7.7
3.5
0.83
Villaamil, (2000).
Maíz
(3)
10
Higa (1978); AstolF e Higa (1978)
Trigo
(3)
610
Higa (1978); AstolF e Higa (1978)
Cereales
(3)
0.05
5.2
0.27
2.21
0.02
0.09
Villaamil (2000)
Frutas
(2)
0.26
0.1
0.08
0.28
0.03
0.03
Villaamil (2000)
Uvas
(2)
10
Higa (1978), AstolF e Higa (1978)
Durazno
(2)
10
Higa (1978), AstolF e Higa (1978)
Tomate
(2)
26
Higa (1978), AstolF e Higa (1978)
Pimiento
(2)
41
Higa (1978), AstolF e Higa (1978)
Lechuga
(2)
8
0.5
1
8
2
2
González
et al.
(2001)
Brócoli
(2)
9
43
65
18
226
218
12
González
et al.
(2001)
Cebolla
(2)
25
2
3.5
2.5
38
2.5
González
et al.
(2001)
Cardo
(2)
3.7
0.5
1.6
1.3
0.6
0.4
González
et al.
(2001)
Verduras
(2)
10
0.53
0.39
1.33
3.93
0.13
0.07
0.09
1.42
0.2
Villaamil (2000).
(1): Lípidos; (2): Peso húmedo; (3): Peso seco. Tomado y modiFcado de: Barra
et al.
(2002)
E.C. Villaamil Lepori
et al.
34
indicador de ambientes agrícolas con baja contami-
nación. Las verduras acumularon POC con niveles de
residuos 4 a 45 veces mayores que los encontrados en
suelos. Aun cuando los plaguicidas analizados están
prohibidos o restringidos, los vegetales mostraron
residuos detectables de estos compuestos, pero en
niveles inferiores a los máximos permitidos por el
Codex Alimentarius
(González
et al.
2005).
Ruiz
et al.
(2008) investigaron residuos de POC
en leche vacuna consumida en San Salvador de Jujuy
(Jujuy, Argentina). Se detectaron residuos de α-HCH
en el 55 % de las muestras; DDT y sus metabolitos
en el 35 %; α y β endosulfán en el 30 %; lindano en
el 5 %, y heptacloro epóxido, endrin, trans-clordano
y diversos isómeros del DDT. El trans-clordano su-
peró el Límite Máximo de Residuo (LMR) permitido
(4.8 ng/mL
vs
2 ng/mL) mientras que otros POC se
hallaban en concentraciones cercanas o inferiores a
los LMR.
Los resultados de los residuos de plaguicidas
en los productos de exportación (
Fig. 2
) presentan
un perFl muy diferente a los resultados hallados en
alimentos para consumo local. Argentina controla
los niveles de residuos de plaguicidas en alimentos
de exportación mediante el Plan de Control de Resi-
duos e Higiene de los Alimentos (SENASA-CREHA
2005, 2006, 2007). Los datos indicaron un pequeño
porcentaje de muestras que superan los LMR en carne
de res (
Fig. 2
).
Sobre un total de 724 muestras de 46 frutas y
hortalizas distintas, procedentes de ocho países
sudamericanos, se analizaron residuos de plagui-
cidas en 2007. Brasil, Argentina y Chile fueron los
principales contribuyentes con 32, 22 y 19 % de
las muestras, respectivamente. De los 46 productos
diferentes, la mayoría fueron frutas y los vegetales
fueron menos del 10%. Los principales productos
analizados fueron manzanas (170), bananas (89) y
uvas (63 de mesa y 20 de vino). En el 19 % de las
muestras se encontraron residuos, el 72 % contenía
residuos en o por debajo del LMR y el 8.4 % por
encima del LMR. El tiobendazol, imazalil y corpi-
rifós fueron los plaguicidas que más se encontraron
(Hjorth
et al.
2011). En el
cuadro IV
, se indican
los plaguicidas y las concentraciones halladas en
muestras procedentes de Argentina.
Fig. 2.
Porcentajes de muestras de carne bovina (años 2005-2007), con resi-
duos de plaguicidas que superan los LMR (SENASA-CREHA, 2005,
2006, 2007)
2.0
1.8
1.6
1.4
1.2
1.0
0.8
0.6
0.4
0.2
0.0
Lindano
Endosulfán
Cipermetrina
POF
2005
2006
2007
5 de muestras que exceden los LMR
CUADRO IV.
CONCENTRACIONES DE RESIDUOS DE PLAGUICIDAS IDENTIFICADOS EN ALI-
MENTOS PROCEDENTES DE ARGENTINA: LÍMITES MÁXIMOS DE RESIDUOS (MRL)
Y CUÁNTO EXCEDEN EN PORCENTAJE EL MRL
Alimento
Residuo de plaguicida
Resultado (mg/kg)
MRL (mg/kg)
Excede el MRL (%)
Manzana
Tiofanate-metil
1.12
0.5
124
Manzana
Tiofanate-metil
1.7
0.5
240
Manzana
Lambda-cihalotrina
0.125
0.1
25
Manzana
Azinfos-metil
0.95
0.5
90
Limón
Imazalil
5.5
5
10
Limón
Imazalil
5.5
5
10
Pera
Carbendazim (Suma)
0.295
0.2
48
Ciruela
Dicofol (Suma)
0.1
0.02
400
Tomado de: Hjorth
et al.
(2011)
SITUACIÓN ACTUAL DE LA CONTAMINACIÓN POR
PLAGUICIDAS EN ARGENTINA
35
Se investigaron los residuos de glifosato y de
ácido aminometil-fosfónico (AMPA) —su meta-
bolito— en plantas de soja y granos en cultivos de
campo en la provincia de Santa Fe, Argentina. Se
controlaron cinco sitios entre 1997 y 1999, y se
tomaron muestras de plantas de soja individuales
(emergencia a cosecha, secado y molido). En hojas
y tallos, los residuos de glifosato oscilaron entre 1.9
y 4.4 mg/kg y de 0.1 a1.8 mg/kg en los granos. Se
detectaron concentraciones elevadas de glifosato
cuando se aplicó varias veces durante el ciclo de
cultivo y cuando los tratamientos se acercaron a la
fase de Foración. También se determinaron residuos
de AMPA en las hojas y en los granos (Arregui
et
al
. 2004). Durante 2006 y 2007, se han monitoreado
en Argentina residuos de agroquímicos en granos
almacenados en silos con destino a exportación,
tanto al ingreso (terminal) como al egreso (cinta de
embarque) de los principales puertos. Los resultados
arrojaron concentraciones de glifosato del orden de
0.2 a 0.7 mg/kg en los granos almacenados. No fue
detectado en harinas de soja ni en aceites (Informe
CONICET 2009).
d) Exposición de la población humana
El ser humano puede estar expuesto a plaguicidas
ya sea por actividades laborales o por exposición am-
biental. No se considerarán las exposiciones agudas
accidentales o intencionales.
d-1) Contaminación humana por exposición
ocupacional
La exposición de los agricultores a plaguicidas
representa un riesgo para su salud y son escasos los
datos sobre evaluaciones de poblaciones trabajadoras
expuestas a agroquímicos en Argentina. Se realizó
un monitoreo citogenético de trabajadores rurales
de la Provincia de Córdoba expuestos a plaguicidas
(glifosato, cipermetrina y atrazina). Hubo una mayor
frecuencia de aberraciones cromosómicas en los
trabajadores rurales en comparación con el grupo
testigo, lo cual pone de mani±esto el riesgo que
representa la exposición a plaguicidas para la salud
de esta población (Mañas
et al.
2009a).
Fueron evaluados trabajadores frutihortícolas
argentinos expuestos a mezclas de plaguicidas de la
provincia de Santa Fe y trabajadores no expuestos;
se utilizaron biomarcadores de exposición y efecto:
actividades de butirilcolinesterasa, acetilcolinesterasa
y catalasa, peroxidación de lípidos, índice de daño
mediante el ensayo cometa y el ensayo de repara-
ción. Los resultados indicaron modi±caciones en el
balance oxidante y daño al ADN en los trabajadores
expuestos que se estudiaron (Simoniello
et al
. 2008,
2010a, 2010b).
El impacto de la exposición laboral a los pla-
guicidas se estudió en un grupo de aplicadores
pulverizadores expuestos a agroquímicos durante
alrededor de 10 años. Los trabajadores mostraron
que los biomarcadores hematológicos —de las fun-
ciones renal, pancreática y hepática— estuvieron
dentro de los valores de referencia establecidos para
la población en general, incluyendo la actividad de la
colinesterasa. Los biomarcadores de estrés oxidante
(OSB) (tocoferol en plasma y la capacidad total de
la reducción del plasma) estuvieron disminuidos
signi±cativamente, mientras que las sustancias re
-
activas al ácido tiobarbitúrico, glutatión total y la
suma de nitritos y nitratos se incrementaron en el
grupo expuesto. Los autores sugieren que los OSB
sean incluidos en los protocolos de vigilancia de la
salud con el ±n de detectar exposición subclínica a
los plaguicidas (Astiz
et al
. 2011).
d-2) Contaminación humana por exposición
ambiental
Los datos sobre concentraciones de plaguicidas en
matrices biológicas dan idea del grado de contamina-
ción en la población general. Der Parsehian (2008)
encontró en muestras de leche de puérperas del Hos-
pital Materno Infantil Ramón Sardá que el 91.5 % de
las 248 muestras estudiadas tenía residuos de por lo
menos un plaguicida. Los más frecuentes encontrados
fueron p-p´-DDE: 86.7 %, HCB. 26.6 %; epóxido de
heptacloro: 25.4 %; β-HCH: 23.0 %, y Clordano
15.7 %. En el
cuadro V
, se indican los valores medios
y los rangos de concentraciones encontradas.
CUADRO V.
NIVELES DE POC EN MUESTRAS DE LECHE
MATERNA DE MADRES ATENDIDAS EN EL
HOSPITAL MATERNO INFANTIL RAMÓN
SARDÁ
Plaguicida
Muestras
positivas
Media ± DE
Rango
LD
n
%
ng/ml
ng/ml
ng/ml
pp’ DDE
215
86.7
8.98 ± 15.3
0.5 - 200.4
0.5
HCB
66
26.6
1.5 ± 0.21
0.5 - 12.2
0.5
HEP
63
25.4
1.27 ± 1.8
0.6 - 12.5
0.6
β-HCH
57
23
4.32 ± 0.48
1.3 - 15.6
1.3
Oxi-CLD
32
12.9
1.49 ± 1.18
0.9 -
4.5
0.9
γ
-
HCH
12
4.8
1.06 ± 0.28
1.0 -
3.8
1
pp’DDT
10
4
4.6 ± 4.2
1.3 - 16.2
1.3
Cis-CLD
7
2.8
0.8 ± 0.15
0.3 -
0.9
0.3
Tomado de Der Parsehian (2008)
E.C. Villaamil Lepori
et al.
36
Otro estudio recientemente realizado en leche
materna, de madres de la zona de Buenos Aires,
La Plata y alrededores (provincia de Buenos Aires)
encontró que los ΣDDT oscilaron entre 7.7-510 ng/g
lípido, siendo estos valores comparables al rango
más bajo reportado en la literatura (ΣDDT Noruega.
39-292 ng/g lípido). En cambio, las concentraciones
de ΣHCH y Σclordano que oscilaron entre 5.8-197
ng/g lípido y 1.3-124 ng/g lípido, respectivamente,
corresponden al rango medio reportado para otras
áreas (ΣHCH Indonesia 1.6-120 ng/g, Σclordano
3.4-92 ng/g). La composición de POC en la leche ma-
terna es relativamente conservadora y se observa un
predominio uniforme de productos de degradación:
DDE: 90±17 % de ΣDDT, epóxido de heptacloro
50±18 %, clordano 34±13 % y de los isómeros más
persistentes, como el β-HCH. 67±25 % de todos los
HCH (Della Ceca
et al
. 2012).
Otra matriz interesante estudiada fue el tejido
adiposo de mama. Un estudio de 76 mujeres no
expuestas ocupacionalmente a POC del Noreste de
Argentina, señala que el p, p’-DDE fue el de ma-
yor frecuencia de ocurrencia (100 % de los casos),
siguiéndole el HCB: 86.8 % y el β-HCH. 75 %.
Las máximas concentraciones correspondieron al
p,p’-DDE y al β-HCH, 4.794 y1.780 ng/g de tejido,
respectivamente, datos que se correlacionan con los
resultados de Della Ceca
et al
. (2012). La dieta y la
edad de la mujer fueron los dos factores que se asocia-
ron positivamente con los niveles de POC en el tejido
mamario, con el índice de masa corporal (p =0.0003)
y con la edad (p=0.0002). La persistencia del DDT y
DDE, especialmente en la cadena alimentaria, podría
llegar a ser una preocupación para la salud pública,
teniendo en cuenta la vulnerabilidad de los niños.
Según los autores, los POC acumulados en la madre
podrían ser transferidos vía transplacentaria al feto en
desarrollo, y por la leche materna durante la lactancia
infantil (Muñoz-de-Toro
et al
. 2006).
Con el fn de evaluar la exposición ambiental de la
población general, se han medido las concentraciones
de estas sustancias en medios biológicos humanos, un
hecho relevante desde la perspectiva de salud pública.
Sobre muestras de sangre de 100 voluntarios sanos
(35 mujeres y 65 varones, de edades comprendidas
entre 18 y 82 años) del área metropolitana de la ciu-
dad de Buenos Aire se investigaron POC. El ΣDDT
fue el que apareció con mayor frecuencia (71 %) y
correspondió a su metabolito pp’-DDE el 69 %. Le
siguen en importancia el HCB (70 %), ΣHCH (57 %),
heptacloro y su epóxido (49 %), aldrin–dieldrin
(19 %), clordano (11 %), lindano (10 %), endosul-
fán (8 %), Mirex (6 %) y endrin (3 %). El rango
de concentraciones estuvo comprendido entre no
detectable y 9.8 ng/ml. Los niveles actuales de POC
en la población estudiada fueron más bajos que los
reportados en un trabajo similar realizado décadas
atrás (Álvarez
et al
. 2006).
Se realizó una evaluación de los niveles de POC
en muestras de sangre de una población adulta (n=
271) expuesta ambientalmente en Argentina, con
edades comprendidas entre 18 y 82 años, durante el
periodo 2004-2008. Las frecuencias de aparición de
los grupos de POC y sus concentraciones medias y
máximas expresadas en ng/ml Fueron ΣHCH 68 %,
0.2 y 6.26; HCB 57 %, 0.29 y 3.58; ΣDDT 50 %,
0.1 y 8.36; Σheptacloro 26 %, 0.05 y 1.32; Σaldrinas
17 %, 0.02 y 0.83; Σclordano 9 %, 0.01 y 1.31; mi
-
rex 4 %, 0.02 y 1.06; ΣendosulFán 3 %, 0.01 y 0.54,
y Lindano 2 %, 0.01 y 1.41. Resultados similares
fueron encontrados cuando se evaluó la población
infantil (n=95) en el mismo periodo. Los resultados
Fueron ΣDDT 49 %, 0.06 y 3.6 ΣHCH 45 %, 0.09
y 4.28; Σheptacloro 30 %, 0.06 y 0.93; HCB 26 %,
0.1 y 2.64; Σaldrinas 16 %, 0.01 y 0.56; lindano
10 %, 0.02 y 0.3; Σclordano 7 %, 0.01 y 0.68; Mirex
6 %, 0.02 y 0.61, y ΣendosulFán 5 %, 0.01 y 0.89
(Álvarez
et al.
2009a, b).
Se realizó un estudio descriptivo, transversal, ob-
servacional de niños sanos del Barrio Ituzaingó de la
ciudad de Córdoba (A) de edades entre 1 y 14 años.
Se analizaros niveles de POC en sangres obtenidas
por muestreo aleatorio de A (n=143) y de un grupo
testigo de la ciudad de Córdoba (B) (n=62), de iguales
características. No se encontró ningún POC en el 19
% de las muestras de A y en el 50 % de B. La mayor
frecuencia de aparición en ambos grupos fueron el
grupo DDT (A=65 % y B=27.4 %) y el grupo HCH
(A=40.6 % y B=30.6 %). Los valores medios del gru-
po DDT (0.02 ng/ml) en B Fueron signifcativamente
más bajos (P=0.015) con respecto a A (0.05 ng/ml).
En relación con el grupo HCH fueron similares en A
y B; sin embargo, el δ-HCH Fue signifcativamente
menor en B (P=0.016). Se evidencia, en ambos gru-
pos, residuos de POC, siendo mayores en A. Por otra
parte, los niveles medios detectados son menores a
los valores de referencia (Álvarez
et al
. 2006) de la
población general no expuesta del área metropolitana
de Buenosa Aires. (Ridolf
et al.
2006, 2007, Rodrí-
guez Girault
et al.
2012).
Otro desarrollo interesante realizado en Argentina
fue evaluar la utilidad de las actividades de la coli-
nesterasa y la carboxilesterasa presentes en saliva
para emplearlas como biomarcadores de exposición a
POF ambientales. Los autores Bulgaroni
et al.
(2012)
encontraron que la carboxilesterasa podría re²ejar
SITUACIÓN ACTUAL DE LA CONTAMINACIÓN POR
PLAGUICIDAS EN ARGENTINA
37
adecuadamente el grado de exposición ambiental a
esos productos y la han propuesto como una nueva
herramienta potencial para el biomonitoreo.
Se han reportado casos relacionados con depósitos
clandestinos de agroquímicos, como el de un paraje
semidesértico de la provincia de Río Negro (Pechen
de D’Angelo
et al.
1998). En este trabajo, se muestran
los resultados de 18 muestras representativas de lo
encontrado en las excavaciones. En todos los casos,
se constató la presencia de plaguicidas parcialmente
degradados junto con sustancias propias de la for-
mulación del producto técnico. Con base en datos
geológicos e hidrográfcos de la zona, se analizó el
riesgo potencial para la salud y el ambiente.
También fueron reportados datos de sangre ente-
ra de habitantes de dos ciudades de la provincia de
Córdoba ubicadas en los alrededores de depósitos de
plaguicidas obsoletos (Lucero
et al.
2008). Se deter-
minó la concentración de plaguicidas organoclorados
en 167 muestras de sangre. Los plaguicidas más fre-
cuentemente encontrados Fueron p,p’-DDE, β-HCH
y HCB. La máxima concentración detectada fue
7.31 µg/L y correspondió a p,p’-DDE. El β-HCH
mostró valores más altos que los otros isómeros en
la familia de los HCH. Se observó buena correlación
entre la concentración de p,p’-DDE y la edad, tal
como se esperaba para un contaminante persistente
y bioacumulable. El trabajo aporta información
sobre los niveles de plaguicidas organoclorados en
sangre en una población con exposición ambiental
prolongada.
e) Posibles efectos adversos de los agroquímicos
por exposiciones crónicas en poblaciones ex-
puestas ambientalmente
Varios estudios realizados en placenta humana en
el país indican claramente que los plaguicidas llegan
a la placenta y que provocan alteraciones que pueden
afectar la salud fetal o infantil (Souza
et al.
2004,
2005, Magnarelli
et al.
2009, Cecchi A.
et al.
2012,
Guiñazú
et al.
2012, Magnarelli y Guiñazú 2012,
Ridano
et al.
2012, Bulgaroni
et al.
2013). Se estu-
dió el efecto de los POF (azinfos- metílico, fosmet y
clorpirifos) y POC (heptacloro y op’-DDT) sobre el
metabolismo del fósforo y sobre la actividad de PI4-
quinasa en placenta humana procedente de madres de
la provincia de Río Negro, Argentina. El heptacloro y
op’-DDT aumentaron la fosforilización mientras que
los tres POF estudiados disminuyeron la incorpora-
ción del fósforo. Ambos tipos de plaguicidas afecta-
ron a la actividad de la enzima PI4-quinasa y provocó
cambios sustanciales en la membrana; el efecto más
importante sobre la actividad enzimática se observó
en presencia de op’-DDT. Estos datos demuestran
la sensibilidad de PI4-quinasa placentaria humana a
los plaguicidas que actualmente se encuentran en los
tejidos humanos y sugieren consecuencias deletéreas
en diferentes procesos placentarios (Souza
et al.
2004). El mismo grupo de trabajo (Souza
et al.
2005)
evaluó la actividad de la acetilcolinesterasa y de la
catalasa en placentas humanas y encontraron que las
actividades enzimáticas están asociadas signifcativa
-
mente con los periodos de aplicación de POF y no a
la glutatión S-transferasa. Se encontró, además, una
correlación positiva entre la exposición ambiental a
POF y carbamatos con la medida de la circunferencia
de la cabeza del recién nacido. También establecieron
un vínculo entre la exposición prenatal a plaguicidas
y la actividad de la acetilcolinesterasa y catalasa de
placenta cuando se realizaron evaluaciones pobla-
cionales. Ambas enzimas de la placenta se proponen
como biomarcadores en los programas de vigilancia
de la salud para el diagnóstico precoz de exposición
y su relación con alteraciones producidas por POF y
carbamatos (Souza
et al.
2005).
Otro trabajo señala la presencia en placenta hu-
mana de POC y evaluó la capacidad del heptacloro
y del op’-DDT para interferir con la fosforilación
de proteínas mediante el estudio
in vitro
de células
placentarias libres de vellosidades. Los resultados
indican que ambos plaguicidas afectan las actividades
de la proteína quinasa, además de la producción de
estrés químico, lo que estaría asociado a los efectos
observados y sugiriendo consecuencias perjudiciales
en las vías de señalización (Magnarelli
et al.
2009).
Datos epidemiológicos han correlacionado la expo-
sición ambiental a POF durante el embarazo con el
défcit de crecimiento Fetal. Utilizando un modelo
in
vitro
(células JEG-3), Guiñazú
et al.
(2012) estudia-
ron la función placentaria y encontraron que tanto
el fosmet (Fo) como el clorpirifos (Cp) afectaron la
viabilidad celular dependiente de la concentración
y del tiempo; también provocaron inducción de
la apoptosis y disminución de la incorporación de
[
3
H]-timidina. El Fo y el Cp generaron toxicidad
específca que alteró la viabilidad celular e indujo
un perfl de citoquinas in±amatorias, lo que sugiere
que el trofoblasto puede representar una posible diana
para los efectos adversos a POF (Ridano
et al.
2012).
Con el fn de evaluar en población humana las
alteraciones del equilibrio de citoquinas y de enzimas
inducidas por exposición ambiental a plaguicidas
durante el embarazo, se realizó un estudio transversal
en placentas de mujeres expuestas de una zona rural
del Alto Valle de la Provincia de Río Negro, Argen-
tina, durante la temporada de aplicación intensa de
E.C. Villaamil Lepori
et al.
38
(POF) y durante la temporada de no aplicación y de
no expuestas. Se evaluó la exposición mediante los
biomarcadores colinesterasa sanguínea y carboxi-
lesterasa placentaria; se encontró que en el grupo de
aplicación intensa disminuía signifcativamente las
enzimas y provocaba un aumento en la frecuencia de
la expresión de la citoquina anti-inFamatoria IL-13.
Según los autores, la exposición ambiental a plagui-
cidas afecta la placenta y la regulación de las enzimas
implicadas en la reparación de tejidos. Además, en
estas poblaciones de madres expuestas a POF se ob-
servó un aumento del cortisol en el compartimiento
de la madre, lo que puede conducir a problemas de
salud del recién nacido en el futuro (Cecchi A.
et al.
2012, Bulgaroni
et al.
2013).
Es conocida la acción inhibidora de los POF sobre
las actividades enzimáticas de las colinesterasas san-
guíneas y carboxilesterasas eritrocitarias (CE) y de teji-
dos (Magnarelli y Guiñazú 2012). Un trabajo realizado
en 40 mujeres sanas que viven en fncas agrícolas, en
el Alto Valle de Río Negro, observó exposición a POF
y que estos plaguicidas llegaron a la placenta. Además,
el contenido de cardiolipina aumentó y el contenido
de fosfatidiletanolamina disminuyó, mientras que el
colesterol total y la esfngomielina se incrementaron
en la ±racción nuclear. Estos cambios en los perfles de
lípidos sugieren reparación por hiperplasia del citotro-
foblasto. La disminución de la actividad de CE puede
tener implicaciones clínicas y toxicológicas y, por lo
tanto, riesgos potenciales de daño al crecimiento y al
desarrollo fetal (Vera
et al.
2012a).
f) Evaluación de la peligrosidad sobre la salud
humana
Martos
et al.
(2005) han estudiado adolescentes
procedentes de zonas con distinto grado de expo-
sición ambiental a POF de la Provincia de Jujuy,
Argentina. Realizaron pruebas neuroconductuales
para determinar la ejecución cognitiva y pruebas
bioquímicas para evaluar la exposición (actividades
de colinesterasa eritrocitaria y plasmática). Los ado-
lescentes de la zona de mayor exposición mostraron
diferencias en la memoria a corto plazo y en la codi-
fcación de las percepciones visuales, lo que podría
deberse a un efecto precoz del plaguicida sobre el
cerebro aún inmaduro de los adolescentes.
Otros estudios estuvieron dirigidos a evaluar
probables efectos genotóxicos de las formulaciones
de glifosato. Mañas
et al.
(2009b) evaluaron la geno-
toxicidad del AMPA mediante ensayos
in vitro
e
in
vivo
, ensayo cometa en células Hep-2 (2,5-7,5 mM,),
aberraciones cromosómicas en linfocitos humanos
(1.8 mM) y ensayo de micronúcleos en ratones (0
a 400 mg/kg); encontraron que el AMPA resulta
genotóxico en las condiciones ensayadas.
Estudios
in vitro
(cultivo celular de fbroblastos
3T3-L1) en presencia de una formulación comercial
de glifosato (dilución 1:2000 durante 24 - 48 h),
inhibieron la proliferación y la diferenciación en
esta línea celular de mamífero e indujeron apopto-
sis. Estos resultados muestran daño celular mediado
por glifosato, por lo cual los autores proponen que
el glifosato es un factor de riesgo potencial para la
salud humana y el ambiente (Martini
et al.
2012).
Ventura
et al.
(2012) al estudiar líneas celulares de
cáncer de mama MCF-7 encontraron evidencias de que
el clorpiri±os a bajas concentraciones (0.05 μM) sería
un factor de riesgo de cáncer de mama, debido a sus
efectos en los mecanismos que modulan la prolifera-
ción de células de mama.
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