Dioxinas y compuestos similares a las dioxinas
Clase de compuestos químicos

Las dioxinas y los compuestos similares a las dioxinas ( DLC ) son un grupo de compuestos químicos que son contaminantes orgánicos persistentes (COP) en el medio ambiente . En su mayoría son subproductos de la combustión o de diversos procesos industriales o, en el caso de los PCB y PBB similares a las dioxinas , componentes menores no deseados de mezclas producidas intencionalmente. [1] [2]

Algunos de ellos son altamente tóxicos, pero la toxicidad entre ellos varía 30.000 veces. Se agrupan porque su mecanismo de acción es el mismo. Activan el receptor de hidrocarburos arílicos (receptor AH), aunque con afinidades de unión muy diferentes, lo que conduce a grandes diferencias en toxicidad y otros efectos. Entre ellos se incluyen: [1] [3] [4]

Las dioxinas tienen diferente toxicidad dependiendo del número y la posición de los átomos de cloro . Debido a que las dioxinas se refieren a una clase tan amplia de compuestos que varían ampliamente en toxicidad, se ha desarrollado el concepto de factor de equivalencia tóxica (TEF) para facilitar la evaluación de riesgos y el control regulatorio. Los TEF existen para siete congéneres de dioxinas, diez furanos y doce PCB. El congénere de referencia es la dioxina más tóxica TCDD que, por definición, tiene un TEF de uno. [5] En esencia, multiplicar la cantidad de un congénere particular por su TEF produce la cantidad toxicológicamente equivalente a TCDD, y después de esta conversión se pueden sumar todos los congéneres similares a las dioxinas, y la cantidad equivalente de toxicidad (TEQ) resultante da una aproximación de la toxicidad de la mezcla medida como TCDD.

Las dioxinas son prácticamente insolubles en agua, pero tienen una solubilidad relativamente alta en lípidos . Por lo tanto, tienden a asociarse con materia orgánica como el plancton, las hojas de las plantas y la grasa animal. Además, tienden a adsorberse a partículas inorgánicas, como la ceniza y el suelo. [6]

Las dioxinas son extremadamente estables y, por lo tanto, tienden a acumularse en la cadena alimentaria . Se eliminan muy lentamente en los animales; por ejemplo, el TCDD tiene una vida media de 7 a 9 años en los seres humanos. [4] [7] [8] Los incidentes de contaminación con PCB a menudo se notifican como incidentes de contaminación por dioxinas , ya que son de mayor preocupación pública y reglamentaria. [9] [1]

Química

Existen 75 posibles congéneres de las dibenzo -p- dioxinas policloradas, pero sólo 7 de ellos tienen afinidad por el receptor de hidrocarburos arílicos (receptor AH) y son tóxicos a través de este mecanismo. Las estructuras cruciales son los llamados cloros laterales en las posiciones 2, 3, 7 y 8. Estos 4 cloros también hacen que los congéneres sean persistentes, porque impiden la degradación microbiana. Los cloros adicionales hacen que los compuestos sean menos potentes, pero básicamente los efectos siguen siendo los mismos aunque a dosis más altas. Existen 135 posibles dibenzofuranos y 10 en los que los cloros laterales son similares a las dioxinas. [5]

Estructuras críticas de PCDD/Fs.

Existen 209 compuestos de PCB. De manera análoga a los PCDD, se necesitan al menos dos cloros laterales en cada anillo en las posiciones 3, 4 y/o 5 para una actividad similar a la de las dioxinas. Debido a que el receptor AH requiere una estructura plana, solo los congéneres de PCB que pueden rotar libremente a lo largo del eje C—C entre los anillos pueden unirse al receptor. Los sustituyentes en las posiciones orto 2 y 6 impiden la rotación y, por lo tanto, impiden que la molécula asuma una posición plana. Los congéneres mono-orto (un Cl en 2, 2', 6 o 6') tienen una actividad mínima. No se han observado actividades significativas similares a las de las dioxinas si hay dos o más o-cloros. [5] Las dioxinas bromadas y los bifenilos tienen propiedades similares, pero se han estudiado mucho menos. [5]

Estructuras del bifenilo y del 3,3',4,4',5-pentaclorobifenilo

Muchos compuestos naturales tienen una afinidad muy alta por los receptores AH. Entre ellos se incluyen los indoles, las flavonas, las benzoflavonas, los imidazoles y las piridinas. [10] [1] Estos compuestos se metabolizan rápidamente, pero la ingesta continua a través de los alimentos puede provocar una activación de los receptores similar a los niveles de fondo de las dioxinas. [11] Sin embargo, no alcanzan concentraciones que provoquen una toxicidad típica de las dioxinas.

Mecanismo de acción

Diagrama esquemático de algunas vías de señalización de AHR. La vía canónica se representa con flechas negras sólidas, las vías alternativas con flechas discontinuas y una intersección de estas dos con una flecha roja sólida. Las barras verdes representan a AHR, las barras rojas a ARNT, las barras amarillas a ARA9 (AIP, Xap2), las barras azules a HSP90 y los óvalos azules a p23. La unión de la dioxina a AHR (1.) conduce a su translocación al núcleo por la importina-β, (2.) heterodimerización con ARNT y unión al ADN en los DRE, (3.) modulación de los niveles de expresión de los genes diana (flechas verdes). Uno de los productos génicos elevados por este mecanismo es AHRR, una proteína represora que forma un ciclo de retroalimentación que inhibe la acción de AHR. AHR es finalmente degradado por el sistema ubiquitina-proteasoma (4.). La activación de AHR también puede aumentar rápidamente la concentración intracelular de Ca 2+ (5.) que a su vez puede dar como resultado en última instancia una expresión aumentada del gen Cox2. La elevación de Ca 2+ activa las CaMK, que parecen tener un papel fundamental en la translocación de la AHR. Otro ejemplo de efectos mediados por la AHR a través de vías no canónicas es la supresión de las proteínas de fase aguda (6), que no implica la unión al ADN. (simplificado y modificado de Lindén et al.) [12]

El receptor de hidrocarburos arílicos (receptor AH) es un receptor antiguo, y sus muchas funciones se han revelado recientemente. [13] [14] [15] Es una proteína de más de 600 millones de años que se encuentra en todos los vertebrados, y sus homólogos se han descubierto en invertebrados e insectos. Se clasifica como miembro de la familia de factores de transcripción básicos hélice-bucle-hélice / Per-Arnt-Sim (bHLH/PAS) , y actúa para modificar la transcripción de varios genes (ver figura). [12] [16] La actividad del receptor AH es necesaria para el desarrollo normal y muchas funciones fisiológicas. Los ratones que carecen del receptor AH (knockouts) padecen hipertrofia cardíaca, fibrosis hepática, problemas reproductivos e inmunología deteriorada. [1]

El receptor AH es relevante en toxicología por dos razones muy diferentes. Primero, induce varias enzimas importantes en el metabolismo de sustancias extrañas, llamadas xenobióticos . Estos incluyen tanto enzimas oxidativas de fase I como enzimas conjugativas de fase II, p. ej. CYP 1A2, CYP1B1, CYP2S1, CYP2A5, ALDH3, GSTA1, UGT1A1, UGT1A6, UGT1A7 y NQO1. [17] Esta es en esencia una función protectora que previene los efectos tóxicos o cancerígenos de los xenobióticos, pero en algunas condiciones también puede resultar en la producción de metabolitos reactivos que son mutagénicos y cancerígenos. Esta inducción enzimática puede ser iniciada por muchos compuestos naturales o sintéticos, p. ej., hidrocarburos policíclicos cancerígenos como el benzo (a) pireno , [17] varios compuestos naturales, [10] y dioxinas. [1] En segundo lugar, los receptores AH están involucrados en la activación o silenciamiento de genes que conducen a los efectos tóxicos de las altas dosis de dioxinas. [1] Debido a que el TCDD en altas dosis puede influir en la transcripción de quizás cientos de genes, los genes cruciales para la multitud de efectos tóxicos de las dioxinas aún no se conocen muy bien. [18]

La unión de compuestos similares a las dioxinas al receptor AH ha hecho posible medir la actividad total similar a las dioxinas de una muestra mediante el bioensayo CALUX (expresión del gen de la luciferasa activada químicamente). Los resultados han sido comparables a los niveles de TEQ medidos mediante cromatografía de gases (espectrometría de masas de alta resolución) mucho más costosa en muestras ambientales. [19]

Toxicidad

La toxicidad de las dioxinas se basa en la activación inadecuada de un receptor fisiológicamente importante, por lo que la relación dosis-respuesta debe considerarse cuidadosamente. [1] La estimulación inadecuada de muchos receptores conduce a resultados tóxicos, por ejemplo, la sobredosis de vitamina A conduce a la activación inadecuada de los receptores de retinoides, lo que produce, por ejemplo, malformaciones, y las sobredosis de corticosteroides u hormonas sexuales conducen a una multitud de efectos adversos. Por lo tanto, es importante separar los efectos de las dosis bajas que provocan la activación del receptor en torno al rango fisiológico de los efectos de las dosis tóxicas altas. Esto es aún más importante debido a las grandes diferencias en las exposiciones, incluso entre los seres humanos. Las poblaciones occidentales hoy están expuestas a dioxinas en dosis que conducen a concentraciones de 5 a 100 picogramos/g (como TEQ en la grasa corporal), y las concentraciones más altas en envenenamientos accidentales o deliberados han sido de 10.000 a 144.000 pg/g, lo que ha provocado resultados dramáticos pero no letales. [1]

Los efectos tóxicos más importantes de las dioxinas, tanto en humanos como en animales, son el cáncer y los efectos en el desarrollo de las crías. Ambos se han documentado en dosis altas, con mayor precisión en experimentos con animales. En cuanto a los efectos en el desarrollo, existe consenso en que los niveles actuales de dioxinas en muchas poblaciones no están muy lejos de los que causan algunos efectos, pero aún no hay consenso sobre el nivel seguro. [1] [20] En cuanto al cáncer, existe un desacuerdo sobre cómo extrapolar el riesgo de las dosis tóxicas altas a las bajas exposiciones actuales. [1]

Aunque la afinidad de las dioxinas y los tóxicos industriales relacionados con el receptor Ah puede no explicar por completo todos sus efectos tóxicos, incluida la inmunotoxicidad, los efectos endocrinos y la promoción de tumores , las respuestas tóxicas parecen ser típicamente dependientes de la dosis dentro de ciertos rangos de concentración. También se ha informado de una relación dosis-respuesta multifásica, lo que genera incertidumbre y debate sobre el verdadero papel de las dioxinas en las tasas de cáncer. [21] Se cree que la actividad disruptora endocrina de las dioxinas ocurre como una función descendente de la activación del receptor AH, siendo el estado tiroideo en particular un marcador sensible de exposición. La TCDD, junto con otros PCDD, PCDF y PCB coplanares similares a las dioxinas, no son agonistas o antagonistas directos de las hormonas, y no son activos en ensayos que detectan directamente estas actividades, como ER-CALUX y AR-CALUX. Tampoco se ha demostrado que estos compuestos tengan ninguna actividad mutagénica o genotóxica directa. [22] Su principal acción en la causa del cáncer es la promoción del cáncer. Una mezcla de PCB como el Aroclor puede contener compuestos de PCB que son agonistas de estrógenos conocidos pero que no están clasificados como similares a las dioxinas en términos de toxicidad. Se han establecido efectos mutagénicos para algunas sustancias químicas con niveles más bajos de cloro, como el 3-clorodibenzofurano, que no es persistente ni agonista del receptor AH. [23]

Toxicidad en animales

Dosis altas . Los síntomas que se han asociado con la toxicidad de la dioxina en estudios con animales son increíblemente variados, tanto en el alcance de los sistemas biológicos afectados como en el rango de dosis necesario para provocarlos. [4] [1] [3] Los efectos agudos de la exposición a una dosis alta única de dioxina incluyen una reducción de la ingesta de alimento y el síndrome de emaciación , y típicamente una muerte retardada del animal en 1 a 6 semanas. [12] La gran mayoría de los estudios de toxicidad se han realizado utilizando 2,3,7,8-tetraclorodibenzo- p -dioxina .

La LD50 de TCDD varía enormemente entre especies e incluso entre cepas de la misma especie, siendo la disparidad más notable entre las especies aparentemente similares de hámster y cobaya . La LD50 oral para cobayas es tan baja como 0,5 a 2 μg/kg de peso corporal, mientras que la LD50 oral para hámsteres puede ser tan alta como 1 a 5 mg/kg de peso corporal. [4] Incluso entre diferentes cepas de ratones o ratas puede haber diferencias de diez a mil veces en la toxicidad aguda. Se observan muchos hallazgos patológicos en el hígado , el timo y otros órganos. Algunos efectos como la atrofia tímica son comunes en muchas especies, pero por ejemplo la toxicidad hepática es típica en conejos. [4]

Dosis bajas . Se observan muy pocos signos de toxicidad en animales adultos después de dosis bajas, pero pueden ocurrir efectos de desarrollo a niveles bajos de dioxina, incluyendo etapas fetales , neonatales y posiblemente pubescentes. [24] Los efectos de desarrollo bien establecidos son paladar hendido , hidronefrosis , alteraciones en el desarrollo dentario y desarrollo sexual , y efectos endocrinos . [24] Sorprendentemente, la inducción enzimática, varios efectos de desarrollo y aversión a nuevos alimentos ocurren a niveles de dosis similares en animales que responden de manera diferente a la toxicidad aguda de dosis altas. Por lo tanto, se ha sugerido que los efectos de la dioxina se dividan en efectos de tipo I (inducción enzimática, etc.) y efectos de tipo II (letalidad, daño hepático, anorexia y promoción de tumores). [1] La razón puede ser diferentes requisitos de la estructura del dominio de transactivación del receptor AH para diferentes genes. Algunos de estos efectos de dosis bajas pueden de hecho interpretarse como protectores en lugar de tóxicos (inducción enzimática, aversión a nuevos alimentos). [1]

Toxicidad humana

Dosis altas. La toxicidad de las dioxinas en dosis altas ha sido bien documentada después de accidentes, envenenamientos deliberados, episodios de contaminación de alimentos y altas exposiciones industriales. [1] [25] Tres mujeres en Viena, Austria, fueron envenenadas con grandes dosis de TCDD en 1998. La concentración más alta de TCDD en el tejido graso fue de 144.000 pg/g, la más alta jamás reportada en seres humanos. La característica principal fue cloracné , una enfermedad grave de la piel. La víctima sobrevivió, y otros síntomas fueron modestos después de los síntomas gastrointestinales iniciales y la amenorrea . [26] Otro incidente agudo fue el envenenamiento deliberado de Victor Yushchenko , entonces candidato presidencial de Ucrania, en 2004. La concentración de TCDD en la grasa fue de 108.000 pg/g. También en este caso el síntoma más destacado fue cloracné después de un dolor de estómago inicial que indicaba hepatitis y pancreatitis . [27] Estos episodios demuestran que el ser humano no es tan sensible como los animales más sensibles, ya que las dosis deben haber sido de hasta 25 μg/kg.

Dos accidentes graves de contaminación de alimentos fueron causados ​​por aceites de PCB utilizados en intercambiadores de calor. [1] El aceite de PCB se filtró al aceite de salvado de arroz consumido por miles de personas en Japón ( enfermedad de Yusho 1968) y Taiwán ( enfermedad de Yu-cheng 1979). Los efectos tóxicos se han atribuido a los PCB similares a las dioxinas y los PCDF. Su ingesta diaria era hasta 100.000 veces superior a la ingesta media actual. [1] Se produjeron muchos problemas cutáneos, cloracné, hinchazón de los párpados e hipersecreción de las glándulas de Meibomio en los ojos. Los bebés nacidos de madres Yusho y Yu-cheng eran más pequeños de lo normal, tenían pigmentación oscura y, a veces, dientes al nacer y deformidades dentales. Las muertes fetales y los abortos espontáneos eran habituales. [28]

El accidente con dioxinas más conocido se produjo en Seveso (Italia) en 1976. Un tanque de clorofenoles liberó su contenido al aire, incluidos muchos kilogramos de TCDD, y contaminó gran parte de la ciudad. Los niveles más altos de TCDD se encontraron en niños, hasta 56.000 pg/g de grasa. Los efectos agudos se limitaron al cloracné, aunque muchos animales, como los conejos, murieron después de comer hierba contaminada. [29] Se encontraron aberraciones dentales después de 25 años en personas expuestas cuando eran niños, y se confirmó un riesgo de cáncer ligeramente mayor 35 años después. [1]

De acuerdo con los estudios realizados en animales, los efectos en el desarrollo pueden ser mucho más importantes que los efectos en los adultos. Entre ellos se incluyen alteraciones del desarrollo dentario [30] y del desarrollo sexual [31] .

Un ejemplo de la variación en las respuestas se ve claramente en un estudio realizado después del desastre de Seveso, que indica que el recuento y la motilidad de los espermatozoides se vieron afectados de diferentes maneras en los varones expuestos, dependiendo de si estuvieron expuestos antes, durante o después de la pubertad. [32]

En el ámbito laboral se han observado muchos síntomas, pero las exposiciones siempre han sido a una multitud de sustancias químicas, entre ellas clorofenoles , herbicidas clorofenoxiácidos y disolventes . Por lo tanto, ha sido difícil obtener pruebas definitivas de que las dioxinas son factores causales. Con mucho, el efecto mejor demostrado es el cloracné. Los efectos sospechosos en adultos son daño hepático y alteraciones en el metabolismo del hemo , los niveles séricos de lípidos , las funciones tiroideas , así como diabetes y efectos inmunológicos . [29]

Bajas exposiciones. Los efectos después de bajas exposiciones, como las derivadas de los alimentos, han sido difíciles de probar. Los niveles de dioxinas en la población contemporánea son de 5 a 20 pg/g (TEQ en grasa) y de 50 a 100 pg en personas mayores [33] [34] o al menos 1000 veces inferiores a los de las intoxicaciones (véase más arriba). Se ha considerado plausible que se produzcan deformidades dentales después de una lactancia prolongada, cuando las concentraciones de dioxinas eran altas en los decenios de 1970 y 1980. [35] Cuando las concentraciones disminuyeron durante los decenios de 1990 y 2000, ya no se observaron los efectos. [1] Según un estudio realizado en Rusia, los recuentos de espermatozoides en hombres jóvenes de 18 a 19 años eran inferiores cuando los niveles de dioxinas eran más altos a la edad de 8 a 9 años. [36] Esto ocurrió en entornos industriales que provocaron exposiciones relativamente altas tanto a los niños como a sus madres. [1] El panel de contaminación de la Agencia Europea de Seguridad Alimentaria (AESA) recomendó disminuir los niveles de ingesta semanal tolerable (ITT) basándose en el estudio de los niños rusos. [20] Esta recomendación puede ser cuestionada, porque no considera adecuadamente los riesgos competitivos que resultan de la pérdida de beneficios de alimentos importantes y saludables como ciertos pescados. [1] Los niveles de ITT no se aplican para la lactancia materna, porque se considera que los beneficios de la leche materna son mucho más importantes que los riesgos remotos de las dioxinas. [37] Una conclusión general puede ser que los márgenes de seguridad no son muy grandes en lo que respecta a los efectos del desarrollo, pero los efectos tóxicos no son probables en los niveles actuales de dioxinas en la población.

Varios estudios transversales han demostrado asociaciones entre la diabetes tipo 2 y varios compuestos COP, incluidas las dioxinas. [38] Estos estudios observacionales no pueden probar causalidad, es decir, puede haber una asociación que no demuestre que uno sea la causa del otro. El problema principal es que se pueden encontrar asociaciones similares con muchos COP muy diferentes, que solo tienen vidas medias largas y una tendencia a acumularse en los lípidos en común. Esto sugiere que todos ellos pueden estar relacionados con la dieta y la obesidad, que son, con mucho, las causas más comunes de la diabetes tipo 2. [1]

A lo largo de los años se ha especulado sobre los diversos efectos de las dioxinas en la endometriosis , el desarrollo sexual, la función hepática , los niveles de hormona tiroidea , los niveles de glóbulos blancos , las funciones inmunológicas e incluso el aprendizaje y la inteligencia. Si bien algunos de estos efectos podrían ser posibles después de exposiciones intensas (como en el desastre de Seveso), estas afirmaciones solo se basan en exposiciones potenciales de la población, no están respaldadas por mediciones reales de concentraciones de dioxinas. [29] Por ejemplo, la absorción de tampones blanqueados que se afirma que están asociados con la endometriosis [39] es insignificante en comparación con la ingesta diaria de dioxinas a través de los alimentos. [33]

Carcinogenicidad

Las dioxinas son carcinógenos bien establecidos en estudios con animales, aunque el mecanismo preciso no está claro. Las dioxinas no son mutagénicas ni genotóxicas . [1] [22] [40] La Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos ha clasificado a la dioxina y la mezcla de sustancias asociadas con fuentes de toxicidad por dioxina como un "probable carcinógeno humano". [41] La Agencia Internacional para la Investigación sobre el Cáncer ha clasificado al TCDD como un carcinógeno humano (clase 1) sobre la base de una clara carcinogenicidad en animales y datos humanos limitados, [42] y posteriormente también al 2,3,4,7,8-PCDF y al PCB 126 como carcinógenos de clase 1. [43] Se cree que el mecanismo es principalmente de promoción, es decir, las dioxinas pueden acelerar la formación de tumores causados ​​por otros factores y afectar negativamente a los mecanismos normales para inhibir el crecimiento tumoral. [22] Algunos investigadores también han propuesto que la dioxina induce la progresión del cáncer a través de una vía mitocondrial muy diferente. [44]

Al igual que con muchos puntos finales tóxicos de la dioxina, es difícil establecer una relación dosis-respuesta clara. Después de exposiciones ocupacionales altas o accidentales hay evidencia de carcinogenicidad humana. [45] [46] Los aumentos en el cáncer han sido modestos, de hecho alcanzar la significación estadística ha sido difícil incluso después de altas exposiciones ocupacionales o accidentales como en los envenenamientos de Yusho y Yucheng, el accidente de Seveso y cohortes ocupacionales combinadas. [1] Por lo tanto, las controversias sobre el riesgo de cáncer a bajos niveles de población de dioxinas son comprensibles. [1] [21] [45] [34] El problema con las evaluaciones del IARC [43] es que solo evalúan el peligro, es decir, la carcinogenicidad a cualquier dosis. Es probable que exista un umbral seguro práctico para las dioxinas no genotóxicas, y los niveles poblacionales actuales no presentan ningún riesgo de cáncer. Por lo tanto, existe cierto acuerdo en que el riesgo de cáncer también se tiene en cuenta, si se establecen límites de ingesta diaria para proteger de los efectos del desarrollo. [37] [1] Entre los pescadores con altas concentraciones de dioxinas en sus cuerpos, las muertes por cáncer disminuyeron en lugar de aumentar. [47] Todo esto significa que en el caso de alimentos beneficiosos importantes y la lactancia materna, se necesita un análisis exhaustivo de los beneficios y riesgos antes de establecer límites, a fin de evitar el aumento de otros riesgos o la pérdida de beneficios. [48]

Evaluación de riesgos

La incertidumbre y variabilidad en la relación dosis-respuesta de las dioxinas en términos de su toxicidad, así como la capacidad de las dioxinas para bioacumularse , han llevado a los expertos de la OMS a recomendar una ingesta diaria tolerable (IDT) muy baja de dioxinas, de 1 a 4 pg/kg de peso corporal por día, es decir, de 7x10 −11 a 2,8x10 −10 g por persona de 70 kg por día, para tener en cuenta esta incertidumbre y garantizar la seguridad pública en todos los casos. [37] Las autoridades han establecido entonces niveles de ingesta semanales o mensuales que equivalen a IDT de alrededor de 2 pg/kg. [1] Debido a que las dioxinas se eliminan muy lentamente, la carga corporal acumulada durante toda la vida es alta en comparación con las dosis diarias, y las superaciones ocasionales modestas de los valores límite no la cambian mucho. Por lo tanto, la ingesta a largo plazo es mucho más importante que la ingesta diaria. [1] En concreto, se ha evaluado la TDI para garantizar la seguridad de los niños nacidos de madres expuestas a esa ingesta diaria de dioxinas durante toda su vida antes del embarazo. [37] Es probable que la TDI para otros grupos de población pueda ser mayor.

Una causa importante de las diferencias en las distintas evaluaciones ha sido la carcinogenicidad. Si la dosis-respuesta del TCDD como causante de cáncer es lineal, podría tratarse de un riesgo real. Si la dosis-respuesta es de tipo umbral o en forma de J, el riesgo es escaso o nulo en las concentraciones actuales. Se espera que una mejor comprensión de los mecanismos de toxicidad aumente la fiabilidad de la evaluación del riesgo. [2] [49] Recientemente, el Panel de Contaminación de la Agencia Europea de Seguridad Alimentaria (AESA) también ha reevaluado los efectos sobre el desarrollo . Proponen reducir la ingesta semanal tolerable (ITT) de 14 pg/kg a 2 pg/kg. [20] Es probable que esto provoque otra controversia antes de que sea aceptado por los países europeos. [1] La ingesta y los niveles de dioxina en la leche materna en los decenios de 1970 y 1980 eran de 5 a 10 veces superiores a los actuales, y se han encontrado muy pocos efectos, posiblemente efectos leves sobre el desarrollo de los dientes. [1]

Equivalentes de toxicidad

Todos los compuestos similares a las dioxinas comparten un mecanismo de acción común a través del receptor de hidrocarburos arílicos (AHR), pero sus potencias son muy diferentes. Esto significa que todos ellos producen efectos similares, pero se necesitan dosis mucho mayores de algunos de ellos que de TCDD. La unión al AHR, así como la persistencia en el medio ambiente y en el organismo, depende de la presencia de los llamados "cloros laterales", en el caso de las dioxinas y los furanos, sustitutos del cloro en las posiciones 2, 3, 7 y 8. [3] Cada cloro no lateral adicional disminuye la potencia, pero cualitativamente los efectos siguen siendo similares. Por lo tanto, una simple suma de diferentes congéneres de dioxinas no es una medida significativa de toxicidad. Para comparar las toxicidades de varios congéneres y hacer posible realizar una suma toxicológicamente significativa de una mezcla, se creó un concepto de equivalencia de toxicidad (TEQ). [5]

A cada congénere se le ha asignado un factor de equivalencia de toxicidad (TEF). [5] [50] Esto indica su toxicidad relativa en comparación con la TCDD. La mayoría de los TEF se han extraído de datos de toxicidad in vivo en animales, pero si faltan (por ejemplo, en el caso de algunos PCB), se han utilizado datos in vitro menos fiables. [5] Después de multiplicar la cantidad o concentración real de un congénere por su TEF, el producto es la cantidad o concentración virtual de TCDD que tiene efectos de la misma magnitud que el compuesto en cuestión. Esta multiplicación se realiza para todos los compuestos de una mezcla, y estos "equivalentes de TCDD" pueden entonces simplemente sumarse, lo que da como resultado TEQ, la cantidad o concentración de TCDD toxicológicamente equivalente a la mezcla.

La conversión de TEQ permite utilizar todos los estudios sobre el TCDD mejor estudiado para evaluar la toxicidad de una mezcla. Esto es muy útil en el trabajo regulatorio, pero también se puede utilizar en estudios científicos. [51] Esto se asemeja a la medida común de todas las bebidas alcohólicas: la cerveza, el vino y el whisky se pueden sumar como alcohol absoluto, y esta suma proporciona la medida toxicológicamente significativa del impacto total.

El EQT sólo se aplica a los efectos similares a las dioxinas mediados por el AHR. Algunos efectos tóxicos (especialmente de los PCB) pueden ser independientes del AHR y no se tienen en cuenta al utilizar los EQT.

Los factores de eficacia también son aproximaciones con cierta dosis de juicio científico, más que hechos científicos. Por lo tanto, pueden ser reevaluados de vez en cuando. Ha habido varias versiones de los factores de eficacia desde la década de 1980. La reevaluación más reciente fue realizada por un grupo de expertos de la Organización Mundial de la Salud en 2005.

La fórmula esquelética y el esquema de numeración de sustituyentes del compuesto original dibenzo- p -dioxina
Factores de equivalencia tóxica de la OMS (FET-OMS) para los congéneres similares a las dioxinas que suscitan preocupación [5]
ClaseCongénereFactor de equivalencia tóxica [5]
Dioxinas policloradas2,3,7,8-TCDD1
1,2,3,7,8-PeCDD1
1,2,3,4,7,8-HxCDD0,1
1,2,3,6,7,8-HxCDD0,1
1,2,3,7,8,9-HxCDD0,1
1,2,3,4,6,7,8-HpCDD0,01
Trastorno obsesivo compulsivo (TOC)0,0003
Dibenzofuranos policlorados2,3,7,8-TCDF0,1
1,2,3,7,8-PeCDF0,03
2,3,4,7,8-PeCDF0.3
1,2,3,4,7,8-HxCDF0,1
1,2,3,6,7,8-HxCDF0,1
1,2,3,7,8,9-HxCDF0,1
2,3,4,6,7,8-HxCDF0,1
1,2,3,4,6,7,8-HpCDF0,01
1,2,3,4,7,8,9-HpCDF0,01
Departamento de Defensa Civil0,0003
PCB no sustituidos en posición orto3,3',4,4'-TCB (77)0,0001
3,4,4',5-TCB (81)0,0003
3,3',4,4',5-PeCB (126)0,1
3,3',4,4',5,5'-HxCB (169)0,03
PCB mono-orto-sustituidos2,3,3',4,4'-PeCB (105)0,00003
2,3,4,4',5-PeCB (114)0,00003
2,3',4,4',5-PeCB (118)0,00003
2',3,4,4',5-PeCB (123)0,00003
2,3,3',4,4',5-HxCB (156)0,00003
2,3,3',4,4',5'-HxCB (157)0,00003
2,3',4,4',5,5'-HxCB (167)0,00003
2,3,3',4,4',5,5'-HpCB (189)0,00003
(T = tetra, Pe = penta, Hx = hexa, Hp = hepta, O = octa)
  • Los PCDD 2,3,7,8-sustituidos[5]
    Los PCDD 2,3,7,8-sustituidos [5]
  • Los PCDF sustituidos en 2,3,7,8[5]
    Los PCDF sustituidos en 2,3,7,8 [5]
  • PCB similares a dioxinas[5]
    PCB similares a dioxinas [5]

Controversia

Greenpeace y otros grupos ambientalistas han pedido que se elimine progresivamente la industria del cloro. [52] [53] [54] Sin embargo, los partidarios de la industria del cloro dicen que "prohibir el cloro significaría que millones de personas en el tercer mundo morirían por falta de agua desinfectada". [55] Sharon Beder y otros han argumentado que la controversia sobre la dioxina ha sido muy política y que las grandes empresas han tratado de restarle importancia a la gravedad de los problemas de la dioxina. [53] [54] [56] Las empresas implicadas han dicho a menudo que la campaña contra la dioxina se basa en "el miedo y la emoción" y no en la ciencia. [57]

Ingesta y niveles humanos

La mayor parte de la ingesta de sustancias químicas similares a las dioxinas proviene de alimentos de origen animal: predominan la carne, los productos lácteos o el pescado, según el país. [1] [58] La ingesta diaria de dioxinas y PCB similares a las dioxinas como EQT es del orden de 100 pg/día, es decir, 1-2 pg/kg/día. [1] En muchos países, tanto la importancia absoluta como relativa de los productos lácteos y la carne ha disminuido debido a los estrictos controles de emisiones, y ha provocado la disminución de la ingesta total. Por ejemplo, en el Reino Unido, la ingesta total de PCDD/F en 1982 fue de 239 pg/día y en 2001 solo de 21 pg/día (EQT-OMS). [3] Dado que las vidas medias son muy largas (por ejemplo, para la TCDD, 7-8 años), la carga corporal aumentará casi a lo largo de toda la vida. Por lo tanto, las concentraciones pueden aumentar de cinco a diez veces entre los 20 y los 60 años. [1] [59] [60] Por la misma razón, una ingesta más alta a corto plazo, como después de incidentes de contaminación de alimentos, no es crucial a menos que sea extremadamente alta o dure varios meses o años. [1]

Disminución de las concentraciones de dioxinas en la leche materna en Suecia y Finlandia [1]

Las mayores cargas corporales se encontraron en Europa occidental en la década de 1970 y principios de la de 1980, [1] [61] [62] y las tendencias han sido similares en los EE. UU. [63] La medida más útil de las tendencias temporales es la concentración en la leche materna medida durante décadas. [33] [61] En muchos países, las concentraciones han disminuido a aproximadamente una décima parte de las de la década de 1970, y las concentraciones totales de TEQ ahora son del orden de 5-30 pg/g de grasa [1] [61] (tenga en cuenta las unidades, pg/g es lo mismo que ng/kg, o la expresión no estándar ppt utilizada a veces en los Estados Unidos). [3] La disminución se debe a estrictos controles de emisiones y también al control de concentraciones en los alimentos. [64] [65] En la población femenina adulta joven de los EE. UU. (grupo de edad de 20 a 39 años), la concentración fue de 9,7 pg/g de lípidos en 2001-2002 (media geométrica). [60]

Algunas profesiones, como los pescadores de subsistencia en algunas zonas, están expuestas a cantidades excepcionalmente altas de dioxinas y sustancias relacionadas. [66] Esto, junto con las altas exposiciones industriales, puede ser la fuente de información más valiosa sobre los riesgos para la salud de las dioxinas. [47]

Destino de las dioxinas en el cuerpo humano

Las dioxinas se absorben bien en el tracto digestivo si están disueltas en grasas o aceites (por ejemplo, en pescado o carne). [4] Por otro lado, las dioxinas tienden a adsorberse fuertemente a las partículas del suelo y la absorción puede ser bastante baja: se absorbió el 13,8% de la dosis dada de TEQ en el suelo contaminado. [67]

Las mismas características que provocan la persistencia de las dioxinas en el medio ambiente también provocan una eliminación muy lenta en los seres humanos y los animales. Debido a su baja solubilidad en agua, los riñones no pueden excretarlas en la orina como tales. Primero deben metabolizarse en metabolitos más solubles en agua, pero ese metabolismo, especialmente en los seres humanos, es extremadamente lento. Esto da como resultado vidas medias biológicas de varios años para todas las dioxinas. Se estima que la de la TCDD es de 7 a 8 años, y la de otros PCDD/F de 1,4 a 13 años; los PCDF, en promedio, son ligeramente más cortos que los PCDD. [1] [3] [68]

En los mamíferos, las dioxinas se encuentran principalmente en la grasa. Las concentraciones en la grasa parecen ser relativamente similares, ya sea en la grasa sérica, la grasa del tejido adiposo o la grasa de la leche. Esto permite medir la carga de dioxinas mediante el análisis de la leche materna. [61] Sin embargo, inicialmente, al menos en animales de laboratorio, después de una dosis única, se encuentran altas concentraciones en el hígado, pero en unos pocos días predominará el tejido adiposo. Sin embargo, en el hígado de rata, las dosis altas provocan la inducción de la enzima CYP1A2, que se une a las dioxinas. Por lo tanto, dependiendo de la dosis, la relación entre las concentraciones de grasa y tejido hepático puede variar considerablemente en roedores. [4]

Vidas medias de eliminación en humanos de algunos PCDD/F. [69]
CongénereVida media, años
2,3,7,8-TCDD7.2
1,2,3,7,8-PeCDD11.2
1,2,3,4,7,8-HxCDD9.8
1,2,3,6,7,8-HxCDD13.1
1,2,3,7,8,9-HxCDD5.1
1,2,3,4,6,7,8-HpCDD4.9
Trastorno obsesivo compulsivo (TOC)6.7
2,3,7,8-TCDF2.1
1,2,3,7,8-PeCDF3.5
2,3,4,7,8-PeCDF7.0
1,2,3,4,7,8-HxCDF6.4
1,2,3,6,7,8-HxCDF7.2
1,2,3,7,8,9-HxCDF7.2
2,3,4,6,7,8-HxCDF2.8
1,2,3,4,6,7,8-HpCDF3.1
1,2,3,4,7,8,9-HpCDF4.6
Departamento de Defensa Civil1.4

Usos

Las dioxinas no tienen usos comunes. Se fabrican a pequeña escala para la investigación química y toxicológica, pero en su mayoría existen como subproductos de procesos industriales como el blanqueo con cloro de pulpa de papel , la fabricación de pesticidas y los procesos de combustión como la incineración . El defoliante Agente Naranja contenía trazas de impurezas de dioxinas y, como resultado, causó graves problemas de salud. [70] El conservante de madera pentaclorofenol a menudo contenía dioxinas y dibenzofuranos como impurezas. [71] El Convenio de Estocolmo prohibió la producción y el uso de dioxinas en 2001.

Fuentes

Fuentes ambientales

Los compuestos PCDD/F nunca se sintetizaron con ningún propósito, excepto en pequeñas cantidades para investigación científica. [12] Se forman pequeñas cantidades de PCDD/F siempre que haya compuestos orgánicos, oxígeno y cloro disponibles a temperaturas adecuadas. [1] Esto se ve aumentado por catalizadores metálicos como el cobre. El rango de temperatura óptimo es de 400 °C (752 °F) a 700 °C (1292 °F). Esto significa que la formación es mayor cuando el material orgánico se quema en condiciones que no son las óptimas, como en hogueras abiertas, incendios de edificios, chimeneas domésticas e incineradores de residuos sólidos mal diseñados y/o operados. [3] Históricamente, la incineración de residuos municipales y médicos era la fuente más importante de PCDD/F.

Los compuestos de PCB , que siempre contienen bajas concentraciones de PCB similares a las dioxinas y PCDF, se sintetizaron para diversos fines técnicos (véase Bifenilos policlorados ). Han entrado al medio ambiente a través de accidentes como incendios o fugas de transformadores o intercambiadores de calor, o de productos que contienen PCB en vertederos o durante la incineración. Debido a que los PCB son algo volátiles, también se han transportado largas distancias por aire, lo que ha dado lugar a una distribución mundial, incluido el Ártico. Solo una pequeña parte de los PCB en mezclas son similares a las dioxinas. [1]

Otras fuentes de PCDD/F incluyen:

En la incineración de residuos

Se han realizado mejoras y cambios en casi todas las fuentes industriales para reducir la producción de PCDD/F. En la incineración de residuos, la gran cantidad de publicidad y preocupación en torno a los compuestos similares a las dioxinas durante los decenios de 1980 y 1990 sigue impregnando la conciencia pública, especialmente cuando se proponen nuevas instalaciones de incineración y conversión de residuos en energía . Como resultado de estas preocupaciones, se han mejorado los procesos de incineración con temperaturas de combustión más altas (más de 1.000 °C [1.830 °F]), un mejor control del horno y un tiempo de residencia suficiente para garantizar la oxidación completa de los compuestos orgánicos. La incineración o "coprocesamiento" de residuos industriales sólidos y municipales en hornos de cemento es otra fuente comprobada de compuestos de PCDD/F a pesar de las temperaturas extremadamente altas (1.400–1.500 °C [2.550–2.730 °F]), lo que plantea un riesgo en los países donde el coprocesamiento se utiliza cada vez más como estrategia primaria de gestión de residuos si no se establecen controles y una vigilancia ambiental adecuados. [72] Lo ideal es que un proceso de incineración oxide todo el carbono a CO2 y convierta todo el cloro en HCl o cloruros inorgánicos antes de que los gases pasen por la ventana de temperatura de 400-700 °C, donde es posible la formación de PCDD/F. Estas sustancias no pueden formar fácilmente compuestos orgánicos, y el HCl se neutraliza de manera fácil y segura en el depurador mientras que el CO2 se libera a la atmósfera. Los cloruros inorgánicos se incorporan a las cenizas.

Los sistemas de depuración y eliminación de partículas logran capturar parte de los PCDD/F que se forman incluso en plantas de incineración sofisticadas. Estos PCDD/F generalmente no se destruyen, sino que se trasladan a las cenizas volantes . Se han diseñado sistemas catalíticos que destruyen los PCDD/F en fase de vapor a temperaturas relativamente bajas. Esta tecnología se combina a menudo con el sistema de filtros de mangas o SCR en la parte final de una planta de incineración.

Disminución de dioxinas en el aire ambiente en diferentes regiones (redibujado de Dopico y Gómez, 2015) [73]

El límite de la Unión Europea para la concentración de compuestos similares a las dioxinas en los gases de combustión descargados es de 0,1 ng/Nm³ TEQ. [74] [75]

Tanto en Europa [76] como en los EE.UU. [77] , las emisiones han disminuido drásticamente desde los años 1980, incluso en un 90% (véase la Figura). Esto también ha llevado a disminuciones en las cargas corporales humanas, lo que se demuestra claramente por la disminución de las concentraciones de dioxinas en la leche materna [61] . Con la disminución sustancial de las emisiones de los incineradores de residuos municipales, otras fuentes potencialmente grandes de compuestos similares a las dioxinas, por ejemplo, de los incendios forestales y salvajes, han aumentado en relación con las fuentes industriales [78] . Sin embargo, no se incluyen en el inventario total debido a las incertidumbres en los datos disponibles [79] . Un estudio más reciente sobre los efectos ambientales de los incendios accidentales, incluidos los incendios forestales , estimó que las emisiones de dioxinas (PCDD/F) eran aproximadamente equivalentes a las del tráfico y la combustión de residuos municipales [80] .

La quema de desechos al aire libre (quema de barriles en los patios traseros) no ha disminuido de manera efectiva y en los Estados Unidos es ahora la fuente más importante de dioxinas. Las emisiones anuales totales en los Estados Unidos disminuyeron de 14 kilogramos (31 libras) en 1987 a 1,4 kilogramos (3,1 libras) en 2000. Sin embargo, la quema de barriles en los patios traseros disminuyó sólo modestamente de 0,6 kilogramos (1,3 libras) a 0,5 kilogramos (1,1 libras), lo que resultó en que más de un tercio de todas las dioxinas en el año 2000 se originaron únicamente en la quema de barriles en los patios traseros. [77]

Otras fuentes

Se han encontrado bajas concentraciones de dioxinas en algunos suelos sin ninguna contaminación antropogénica. En Alemania se detectó un caso desconcertante de contaminación de la leche, cuya fuente fue el caolín añadido a los piensos para animales. Se han detectado dioxinas en arcillas de Europa y Estados Unidos en repetidas ocasiones desde 1996, y se supone que la contaminación de la arcilla es el resultado de antiguos incendios forestales o fenómenos naturales similares con concentración de PCDD/F durante la sedimentación de la arcilla. [81]

Dioxinas y biomasa

En el cultivo de la caña de azúcar, el bagazo restante después de la extracción del azúcar se utiliza en grandes cantidades para la producción de energía (tanto calor de proceso como energía eléctrica para su uso tanto en la propia fábrica de azúcar como para otros consumidores), y localmente se ha pensado que es una fuente notable de dioxinas. [82] Esto indica básicamente que la quema de biomasa produce dioxinas y debe hacerse a temperaturas suficientemente altas y debe haber un filtrado adecuado de los gases de combustión. Para el tratamiento de gases y contaminantes, las industrias de la caña de azúcar a menudo utilizan depuradores de gases húmedos, como el tipo Venturi . Además, otros sistemas de tratamiento también utilizados son los precipitadores electrostáticos y los filtros de mangas . [83] Estos métodos pueden ser insuficientes [82] [83] [84] La biomasa quemada incorrectamente, que solo experimenta una combustión incompleta a baja temperatura , es responsable de gran parte de los efectos negativos para la salud de la contaminación del aire en interiores y es un problema particular en el Sur Global , donde la biomasa como la madera o el estiércol de vaca son a menudo los únicos combustibles comúnmente disponibles para cocinar y calentar el hogar. Además de las dioxinas, cuando se quema biomasa en condiciones de bajo nivel de oxígeno también se liberan otros productos nocivos de la combustión incompleta, como el monóxido de carbono . El uso de plástico, en particular plásticos que contienen cloro, como el cloruro de polivinilo , como combustible o iniciador de fuego, aumenta aún más las emisiones de dioxinas.

Persistencia ambiental y bioacumulación

Todos los grupos de compuestos similares a las dioxinas son persistentes en el medio ambiente. Muy pocos microbios del suelo ni animales pueden descomponer los PCDD/Fs con cloro lateral (posiciones 2, 3, 7 y 8). [85] La lipofilicidad (tendencia a buscar ambientes grasos) y una solubilidad en agua muy pobre hacen que estos compuestos se muevan del ambiente acuático a los organismos vivos que tienen estructuras celulares lipídicas. Esto se llama bioacumulación . El aumento de la cloración aumenta tanto la estabilidad como la lipofilicidad. Sin embargo, los compuestos con los números de cloro más altos (por ejemplo, octaclorodibenzo-p-dioxina) son tan poco solubles que esto dificulta su bioacumulación. [85] La bioacumulación es seguida por la biomagnificación . Los compuestos solubles en lípidos se acumulan primero en organismos microscópicos como el fitoplancton (plancton de carácter vegetal, por ejemplo, algas). El fitoplancton es consumido por el plancton animal, este por invertebrados como insectos, estos por peces pequeños y luego por peces grandes y focas. En cada etapa o nivel trófico , la concentración es mayor, porque los químicos persistentes no se "queman" cuando el organismo superior utiliza la grasa del organismo presa para producir energía.

Debido a la bioacumulación y biomagnificación, las especies en la cima de la pirámide trófica son más vulnerables a los compuestos similares a las dioxinas. En Europa, el águila de cola blanca y algunas especies de focas se han acercado a la extinción debido al envenenamiento por contaminantes orgánicos persistentes. [86] Asimismo, en América, la población de águilas calvas disminuyó debido a que los COP causan adelgazamiento de las cáscaras de los huevos y otros problemas reproductivos. [87] Por lo general, el fracaso se ha atribuido principalmente al DDT , pero las dioxinas también son una posible causa de los efectos reproductivos. Tanto en América como en Europa, muchas aves acuáticas tienen altas concentraciones de dioxinas, pero generalmente no lo suficientemente altas como para perturbar su éxito reproductivo. [86] [88] Debido a la alimentación complementaria de invierno y otras medidas también, el águila de cola blanca se está recuperando (ver Águila de cola blanca ). Además, las focas anilladas en el mar Báltico se están recuperando.

Los seres humanos también están en la cima de la pirámide trófica, en particular los recién nacidos. Se estimó que los recién nacidos amamantados exclusivamente estaban expuestos a un total de 800 pg TEQ/día, lo que da como resultado una dosis estimada basada en el peso corporal de 242 pg TEQ/kg/día. [89] Debido a la multitud de fuentes de alimentos de los seres humanos adultos, la exposición es mucho menor, con un promedio de 1 pg TEQ/kg-día, [89] y las concentraciones de dioxinas en adultos son mucho menores, de 10 a 100 pg/g, en comparación con los 9000 a 340 000 pg/g (TEQ en lípidos) en las águilas [86] o las focas que se alimentan casi exclusivamente de peces.

Debido a las diferentes propiedades fisicoquímicas, no todos los congéneres de los compuestos similares a las dioxinas encuentran sus rutas hacia los seres humanos con la misma facilidad. Medidos como EQT, los congéneres dominantes en los tejidos humanos son 2,3,7,8-TCDD, 1,2,3,7,8-PeCDD, 1,2,3,6,7,8-HxCDD y 2,3,4,7,8-PeCDF. [3] Esto es muy diferente de la mayoría de las fuentes donde los hepta- y octa-congéneres pueden predominar. El grupo de expertos de la OMS que reevaluó los valores de EQT en 2005 expresó su preocupación de que las emisiones no deberían medirse acríticamente como EQT, porque no todos los congéneres son igualmente importantes. [5] Afirmaron que "cuando se realiza una evaluación de riesgos humanos a partir de matrices abióticas, se deben considerar específicamente factores como el destino, el transporte y la biodisponibilidad de cada matriz". [5]

Todos los COP son poco solubles en agua, especialmente las dioxinas. Por lo tanto, la contaminación de las aguas subterráneas no ha sido un problema, incluso en casos de contaminación grave debido a las principales sustancias químicas, como los clorofenoles. [90] En las aguas superficiales, las dioxinas están ligadas a partículas orgánicas e inorgánicas.

Investigación de remediación

Desde hace tiempo se sabe que el TCDD es sensible a la decloración fotoquímica. Si se expone a la luz solar directa o a la radiación ultravioleta, se descompondrá en cuestión de horas. [91] También se han probado la fotocatálisis y otros métodos en intentos de eliminar las dioxinas en suelos y otros entornos. [92] [93] Debido a que las dioxinas se adsorben firmemente a las partículas del suelo y la degradación microbiana (principalmente a través de la deshalogenación, siendo Dehalococcoides CBDB1 un ejemplo) [94] [95] de las dioxinas es muy lenta, los investigadores han intentado activamente buscar mecanismos para aumentar la degradación [96] o encontrar especies microbianas especialmente activas para fines de biorremediación. [97] [92] [93] En general, esto no ha sido muy exitoso. Además, las interacciones con los microbiomas intestinales de los animales son poco conocidas. [98]

Fuentes de exposición humana

La fuente más importante de exposición humana son los alimentos grasos de origen animal (véase Ingesta humana, más arriba) [33] y la leche materna [89] . Existe una gran variación entre los distintos países en cuanto a los productos más importantes. En los Estados Unidos y Europa central, la leche, los productos lácteos y la carne han sido, con diferencia, las fuentes más importantes. En algunos países, sobre todo en Finlandia y, en cierta medida, en Suecia, el pescado es importante debido al pescado del Báltico contaminado y a una ingesta muy baja de otras fuentes [3] . En la mayoría de los países, se ha producido una disminución significativa de la ingesta de dioxinas debido a unos controles más estrictos durante los últimos 20 años.

Históricamente, la exposición ocupacional a las dioxinas ha sido un problema importante. [42] Las dioxinas se forman como subproductos tóxicos importantes en la producción de PCB , clorofenoles , herbicidas de ácido clorofenoxi y otros productos químicos orgánicos clorados. Esto causó exposiciones muy altas a los trabajadores en condiciones higiénicas mal controladas. Muchos trabajadores tuvieron cloracné . En un estudio de NIOSH en los EE. UU., la concentración promedio de TCDD en personas expuestas fue de 233 ng/kg (en lípidos séricos) mientras que fue de 7 ng/kg en trabajadores no expuestos, a pesar de que la exposición había sido 15-37 años antes. [42] Esto indica una enorme exposición previa. De hecho, el cálculo retrospectivo exacto es debatido, y las concentraciones pueden haber sido incluso varias veces más altas que las estimadas originalmente. [99]

La manipulación y pulverización de herbicidas a base de ácido clorofenoxi también puede causar exposiciones bastante altas, como lo demostraron claramente los usuarios del Agente Naranja en la Emergencia Malaya y en la Guerra de Vietnam . Las concentraciones más altas se detectaron en el personal alistado que no volaba (por ejemplo, al llenar los tanques de los aviones), aunque la variación fue enorme, de 0 a 618 ng/kg de TCDD (media de 23,6 ng/kg). [42] Otras exposiciones ocupacionales (trabajo en fábricas de papel y pulpa, acerías e incineradoras) han sido notablemente menores. [42]

En algunos casos, las exposiciones accidentales han sido enormes. Las concentraciones más altas en personas después del accidente de Seveso fueron de 56.000 ng/kg, y la exposición más alta jamás registrada se encontró en Austria en 1998, 144.000 ng/kg (véase TCDD ). [26] Esto equivale a una dosis de 20 a 30 μg/kg de TCDD, una dosis que sería letal para los conejillos de indias y algunas cepas de ratas.

La exposición a partir de suelo contaminado es posible cuando las dioxinas se dispersan en el polvo o cuando los niños comen tierra. La inhalación se demostró claramente en Missouri en la década de 1970, cuando se utilizaron aceites usados ​​como supresores de polvo en las pistas de caballos. Muchos caballos y otros animales murieron debido al envenenamiento. [100] Las dioxinas no son volátiles ni solubles en agua y, por lo tanto, la exposición de los seres humanos depende de la ingestión directa de tierra o de la producción de polvo que transporta la sustancia química. La contaminación de las aguas subterráneas o la inhalación de vapores de la sustancia química no es probable que causen una exposición significativa. Actualmente, en los EE. UU., hay 126 sitios Superfund con una ruta de exposición completa contaminada con dioxinas.

Además, se sabe que los PCB pasan a través de plantas de tratamiento y se acumulan en los lodos que se utilizan en los campos agrícolas de ciertos países. En 2011, en Carolina del Sur, el SCDHEC promulgó regulaciones de emergencia para lodos después de que se descubriera que se habían vertido PCB en una planta de tratamiento de desechos. [101]

También se sabe que los PCB se filtran desde la industria y la tierra (por ejemplo, los campos de lodos) y contaminan a los peces, [102] como ha sucedido a lo largo del río Catawba en Carolina del Norte y Carolina del Sur. Las autoridades estatales han publicado avisos sobre el consumo de pescado debido a la acumulación de PCB en el tejido de los peces. [103]

Se han producido varios episodios de contaminación de alimentos, uno de los más conocidos ocurrió en Bélgica en 1999. [1] Un tanque de grasas recicladas recogidas para la producción de piensos para animales se contaminó con aceite de PCB que contenía alrededor de 1 g de dioxinas y 2 g de DL-PCB. Esto provocó una gran alarma en la Unión Europea, pero debido a la respuesta relativamente rápida y la lenta acumulación de dioxinas en los seres humanos no hubo impactos en la salud. [1] Hubo una incidencia similar en Irlanda en 2008. En 2008, Chile experimentó una crisis porcina causada por altas concentraciones de dioxinas en sus exportaciones de carne de cerdo. Se descubrió que la contaminación se debía al óxido de zinc utilizado en los piensos para cerdos, y causó pérdidas financieras y de reputación para el país, además de conducir a la introducción de nuevas normas de seguridad alimentaria. [104] Estos episodios ponen de relieve la importancia del control de los alimentos, y la detección temprana garantiza que las dioxinas que se acumulan muy lentamente no aumenten en los seres humanos a niveles que provoquen efectos tóxicos.

Referencias

  • Parte del contenido de este artículo fue extraído de Dioxinas y compuestos similares a las dioxinas: toxicidad en humanos y animales, fuentes y comportamiento en el medio ambiente en Wikiversidad, que se encuentra bajo la licencia Creative Commons Atribución-CompartirIgual 3.0 (Unported) (CC-BY-SA 3.0).

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  • Hoja informativa de la OMS sobre las dioxinas
  • Dioxinas y furanos: las sustancias químicas más tóxicas conocidas por la ciencia
  • Sinopsis sobre dioxinas y PCB
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