TOXICOLOGÍA

Exposición ambiental a plaguicidas: biomarcadores en matrices de la tríada madre-placenta-feto

Environmental exposure to pesticides: biomarkers in matrices of the mother-placenta-fetus triad

Exposição ambiental aos agrotóxicos: biomarcadores em matrizes do tríade mãe-placenta-feto

 

Gladis Magnarelli^1a,b

¹ Dra. en Bioquímica.
^a Laboratorio de Investigaciones Bioquímicas, Químicas y del Medio Ambiente (LIBIQUIMA), Departamento de Química, Facultad de Ingeniería, Universidad Nacional del Comahue, Buenos Aires 1400, (8300) Neuquén, Argentina.
^b Facultad de Ciencias Médicas, Universidad Nacional del Comahue, Toschi y Arrayanes, (8324) Cipolletti, Río Negro, Argentina.

CORRESPONDENCIA DRA. GLADIS MAGNARELLI E-mail: ggmag23@gmail.com

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Resumen

El biomonitoreo tiene un papel fundamental en la evaluación de la salud ambiental de poblaciones expuestas a contaminantes. Este artículo analiza información referente a biomarcadores de exposición y susceptibilidad así como también a biomarcadores de efecto que pueden ser útiles en estrategias diagnósticas y preventivas en la exposición a plaguicidas persistentes (órganoclorados) y a plaguicidas moderadamente persistentes (órganofosforados), en un período de alta vulnerabilidad como el embarazo. También revisa diferentes estudios en los que se ha observado correlación entre biomarcadores de exposición en matrices de la tríada madre-placentafeto y el impacto en el desarrollo del embarazo y el crecimiento intrauterino así como también en la funcionalidad del cerebro en la infancia. Finalmente, este trabajo describe noveles biomarcadores inespecíficos entre los que se incluyen biomarcadores epigenéticos, de estrés oxidativo, de disrupción endocrina y de expresión genética.

Palabras clave: Plaguicidas; Embarazo; Biomarcadores de exposición; Biomarcadores de efecto; Biomarcadores de susceptibilidad; Biomarcadores inespecíficos.

Summary

Biomonitoring plays a key role in the assessment of environmental health of populations exposed to pollutants. This paper analyzes information regarding biomarkers of exposure and biomarkers of susceptibility as well as biomarkers of effect that may be useful in diagnostic and preventive strategies in the exposure to persistent pesticides (organochlorine) and moderately persistent pesticides (organophosphates) in a period of high vulnerability as pregnancy. It also reviews different studies where correlation between biomarkers of exposure in matrices of the mother-placenta-feto triad and the impact on the course of pregnancy and fetal growth as well as the functionality of the brain in childhood has been observed. Finally, this work describes nonspecific novel biomarkers including epigenetic biomarkers, biomarkers of oxidative stress, endocrine disruption and gene expression.

Key words: Pesticides; Pregnancy; Exposure biomarkers; Effect biomarkers; Biomarkers of susceptibility; Nonspecific biomarkers.

Resumo

O biomonitoramento desempenha um papel fundamental na avaliação da saúde ambiental de populações expostas a contaminantes. Este artigo analisa informações sobre biomarcadores de exposição e de susceptibilidade, bem como biomarcadores de efeito, que podem ser úteis em estratégias de diagnóstico e de prevenção na exposição a pesticidas persistentes (organoclorados) e a pesticidas moderadamente persistentes (organofosforados), em um período de alta vulnerabilidade, tal como a gravidez. Ele também revisa vários estudos nos quais tem sido observada correlação entre biomarcadores de exposição em matrizes da tríade mãe-placenta-feto e o impacto no desenvolvimento da gestação e no crescimento intra-uterino, bem como na funcionalidade do cérebro na infância. Finalmente, este artigo descreve biomarcadores inespecíficos nóveis incluindo biomarcadores epigenéticos, de estresse oxidativo, de disrupção endócrina e de expressão gênica.

Palavras-chave: Pesticidas; Gravidez; Biomarcadores de exposição; Biomarcadores de efeito; Biomarcadores de susceptibilidade; Biomarcadores inespecíficos.

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Introducción

En los últimos años, el tema de los factores determinantes de la salud humana se ha instalado con gran fuerza en las agendas sanitarias de muchos países y organismos internacionales. Existe consenso entre los expertos al afirmar que este conjunto complejo de factores al actuar de manera combinada, afectan la salud de los individuos y las comunidades. Entre ellos se incluyen a los relacionados con el desarrollo moderno, que no tienen controles efectivos sobre los peligros del ambiente para la salud, como la industria y la agricultura intensiva, la exposición a sustancias químicas, la contaminación del agua y la contaminación radiactiva, los que juegan un papel importante en la morbimortalidad de numerosas enfermedades. Estos problemas pueden ser considerados como emergentes y agravados por la inacción y poca o ninguna prioridad dada por el Estado y la población a la salud y al medio ambiente ⁽¹⁾⁽²⁾. En lo relacionado a la introducción de plaguicidas en el medio ambiente, considerada uno de los principales factores involucrados en la contaminación ambiental a nivel mundial, existen diferencias entre los llamados "países desarrollados" y "en desarrollo" ⁽³⁾. En los primeros, el mercado de plaguicidas está cambiando rápidamente como consecuencia de una legislación nueva y más rigurosa en cuanto a los procedimientos de autorización y al reemplazo de los compuestos de antigua generación por nuevos compuestos más eficientes y selectivos aunque más caros. Por el contrario, en los países "en desarrollo", todavía se utilizan en gran medida los compuestos de antigua generación (4), habiéndose identificado residuos de plaguicidas no sólo en el aire, el suelo y los alimentos ^(5-10) sino también en el agua de bebida ⁽¹¹⁾.
La exposición a plaguicidas puede ocurrir en tres diferentes escenarios: la exposición ocupacional, la exposición ambiental, y la exposición alimentaria de la población general ⁽¹²⁾. Aunque los plaguicidas sintéticos se desarrollan considerando que deben presentar un riesgo mínimo para la salud humana y el medio ambiente, los reportes publicados no siempre están de acuerdo con este hecho. Más aún, existen numerosos aspectos aún no explorados en la investigación que producen incertidumbre en las predicciones de sus efectos sobre la salud y el medio ambiente a largo plazo ⁽¹³⁾. Según Ramírez y Lacasaña ⁽¹⁴⁾, los plaguicidas se pueden clasificar en base al lapso necesario para que la cantidad del compuesto liberado en el medio ambiente se reduzca a la mitad (tiempo de vida media, TPM). Entre los plaguicidas permanentes, de TPM indefinido, se incluyen productos que contienen mercurio y arsénico. Entre los persistentes, cuyo TPM es de 1 a 20 años, a plaguicidas organoclorados (OC). Entre los moderadamente persistentes, de TPM 1 a 18 meses, a plaguicidas organofosforados (OF), entre los no persistentes a carbamatos y piretroides (TPM desde días hasta 12 semanas). Los OC son contaminantes ambientales ubicuos. El DDT (bis [4-clorofenil] 1,1,1-tricloroetano) es reconocido como uno de los plaguicidas más utilizados en la historia. El uso de los OC se ha restringido o prohibido en los países industrializados, habiéndose reducido así los niveles de contaminación ⁽¹⁵⁾. Sin embargo, el DDT aún se utiliza en los países en desarrollo y varios países consideran reintroducir el DDT para el control de vectores ⁽¹⁶⁾. Dado que los OC presentan alta lipofilicidad y poseen TPM elevados, se acumulan en el tejido adiposo y se biomagnifican en la cadena alimentaria, lo que genera un riesgo de exposición permanente para los seres humanos (17). De hecho, casi todas las personas presentan residuos mensurables de derivados del DDT en sus muestras de sangre o tejido. Los OF, de menor TPM que los OC, representan el grupo más importante de productos químicos aplicados de forma activa que aún predominan en el mercado mundial. Casi todas las personas han estado expuestas a OF en su lugar de trabajo y /o de residencia ⁽¹⁸⁾ ya sea a través del polvillo contaminado del interior de las viviendas, la inhalación de vapores o aerosoles, o la absorción cutánea o bien por la ingestión directa de residuos en la dieta. Las vías de exposición dérmica e inhalatoria predominan en la exposición ocupacional y en la exposición ambiental de los residentes rurales mientras que la ingestión se estima como la vía predominante en la exposición de la población general ⁽¹⁹⁾.
Tanto los OC como los OF son plaguicidas no polares que pueden atravesar la membranas celulares. Su grado de incorporación en los distintos compartimientos de la tríada madre-placenta -feto está determinada por las propiedades físico-químicas de estos agentes tales como la solubilidad en lípidos y sus características toxicocinéticas. Si bien se acumulan preferentemente en el tejido adiposo, algunos metabolitos de OC se depositan selectivamente en distintos órganos, lo que sugiere una actividad metabólica específica de tejido ⁽²⁰⁾. Debido al alto grado de lipólisis que tiene lugar en el tejido adiposo durante la gestación tardía, se produce una redistribución del almacenamiento de los OC, que son liberados a la circulación materna y atraviesan las microvellosidades de la placenta. Contrariamente a la concepción de que la placenta representa una barrera que protege al feto de estos tóxicos ambientales, el análisis comparativo de muestras de tejido adiposo materno, de suero de cordón umbilical y de suero materno demostró una importante transferencia transplacentaria ⁽²¹⁾. A diferencia de los plaguicidas OC, los OF se metabolizan y se excretan rápidamente. En un estudio en que se administró una dosis baja única por vía dérmica [14C] metil paratión (OF) a ratas preñadas, se demostró que a las 96 h la orina contenía el 91% de la dosis administrada y que la placenta, aunque funciona como un depósito temporal, resultó una barrera pobre ya que hubo transferencia al feto ⁽²²⁾. En coincidencia con estos datos experimentales, numerosos reportes han demostrado la presencia de OF y /o sus metabolitos en distintas matrices del compartimiento fetal ^(23)(24). Entre los factores que modulan los efectos tóxicos de los plaguicidas se incluyen la dosis y el tiempo de exposición así como también las características fisiológicas y de comportamiento de los individuos. En ese sentido, resulta preocupante que la exposición puede tener lugar desde la etapa intrauterina en la que los mecanismos de detoxificación y el sistema inmunológico no están completamente desarrollados ⁽²⁵⁾. Adicionalmente, la barrera hematoencefálica es inmadura y en comparación con la madre, en el feto hay una elevada concentración de tóxicos por peso, lo que impacta en el desarrollo de los órganos fetales ⁽²⁶⁾.
En los últimos años las investigaciones experimentales han alertado sobre una posible "pandemia silenciosa" de neurotoxicidad en el desarrollo ⁽²⁷⁾, efectos a largo plazo por regulación de la programación metabólica ⁽²⁸⁾ y enfermedades transgeneracionales inducidas por cambios en el epigenoma ⁽²⁹⁾. Esta situación ha promovido profundas revisiones para reevaluar la mayoría de los ingredientes activos de uso corriente y ha impulsado estudios epidemiológicos enfocados en el impacto en la salud por la exposición a los plaguicidas desde el período intrauterino. La evaluación del impacto por la exposición a estos agentes químicos utiliza el aporte combinado de datos obtenidos del monitoreo del ambiente y del biomonitoreo. Este último ha sido definido como la medición repetida y controlada de marcadores químicos o biológicos (biomarcadores) en fluidos, tejidos u otras matrices accesibles de individuos expuestos a sustancias químicas o a factores de riesgos químicos, físicos o biológicos en el ambiente laboral o en el medio ambiente ⁽³⁰⁾. El biomonitoreo tiene ventajas sobre el monitoreo del medio ambiente ya que mide la dosis interna de un compuesto. Además, contempla las diferencias individuales en la absorción, biodisponibilidad, excreción y la reparación del ADN así como las diferencias intra-individuales, como consecuencia de alteraciones fisiopatológicas particulares que ocurren en un período específico de tiempo. Esto implica que el biomonitoreo constituye un control biológico individualizado para evaluar el impacto de la exposición a un determinado xenobiótico ⁽³¹⁾. Es así que el biomonitoreo se ha convertido en la piedra angular de los estudios de salud pública y vigilancia de la salud.

Biomarcadores: definición, clasificación y utilidad

Los biomarcadores resultan particularmente útiles en la evaluación de daños progresivos que llevan a la enfermedad, en etapas en que los síntomas están ausentes (Fig. 1).

Figura 1. Esquema representativo de las etapas comprendidas desde el impacto en biomarcadores por la exposición a un tóxico, hasta los daños progresivos que llevan a la enfermedad.

Sensu stricto un biomarcador desde el punto de vista toxicológico, se define como una respuesta biológica a un agente químico. Sin embargo, no hay duda que la medición de un xenobiótico en un sistema biológico es una medida de la exposición. Por lo tanto, a los efectos prácticos, se considera que un biomarcador de exposición puede ser un compuesto exógeno, o su metabolito, cuya determinación se puede llevar a cabo por medio de dosimetría interna. Adicionalmente, se incluyen mediciones de aductos de ADN o de proteínas ya que reflejan la dosis interna, la dosis biológicamente efectiva. Los biomarcadores de efecto indican cambios a nivel celular, tales como la expresión alterada de enzimas y marcadores de cambios patológicos tempranos en la evolución de enfermedades complejas, tales como mutaciones y lesiones preneoplásicas. A veces, en la clasificación algunos biomarcadores se solapan, por ejemplo, los aductos de ADN se pueden utilizar como biomarcadores de exposición, pero también pueden implicar un efecto. Los biomarcadores de susceptibilidad indican una capacidad constitutiva de un individuo para responder a exposiciones específicas. Los biomarcadores de exposición son generalmente específicos o selectivos para los productos químicos a los que se está expuesto, mientras que los biomarcadores de efecto a menudo no son específicos para el agente en cuestión. Por lo tanto, los biomarcadores de efecto tienen mayor potencial para reflejar las exposiciones a mezclas y las exposiciones secuenciales en el tiempo ^(30)(31).
En suma, los biomarcadores representan una herramienta importante en toxicología ya que permiten la estimación del efecto sobre el tejido diana, consideran la variabilidad inter e intra-individual y constituyen indicadores sensibles de eventos patológicos y de alteraciones subclínicas, por lo que pueden ser útiles en estrategias diagnósticas y preventivas ⁽³¹⁾.

Biomarcadores en matrices de la tríada madre-placenta-feto en relación a la exposición a plaguicidas

En base a la información precedente resulta evidente la necesidad de evaluar el impacto en la salud de la exposición ambiental a plaguicidas OC y OF desde la vida intrauterina. A continuación se hace referencia a los biomarcadores más utilizados en matrices de la tríada madre-placenta-feto para tal fin. El uso la cromatografía gaseosa/ micro-ECD (micro- Electron Capture Detector) y/o cromatografía gaseosa/ MS (Espectroscopia de Masas) ha permitido detectar residuos de plaguicidas en diferentes matrices de la tríada tales como sangre materna y de cordón, placenta, e incluso meconio ⁽²³⁾. Para el caso de los OF, la oportunidad de la detección del compuesto parental y/o sus metabolitos resulta más restringida que para los OC, debido a que los OF presentan menor coeficiente de partición octanol/ agua y mayor velocidad de biotransformación que los OC ⁽³²⁾. Por otra parte, los metabolitos oxones de los OF, se unen irreversiblemente a enzimas blanco tales como las carboxilesterasas (CEs) y colinesterasas (ChEs) lo que permite utilizar los niveles de inhibición enzimática para evaluar la exposición a estos tóxicos.
Las ChEs son biomarcadores clásicos. De hecho, la determinación de la actividad de colinesterasa plasmática (ChP) o pseudocolinesterasa y acetilcolinesterasa (AChE) o colinesterasa eritrocitaria es el método estándar para el biomonitoreo de la exposición laboral ⁽³³⁾. Estas enzimas son muy sensibles a la inhibición por estos agentes, además, la sangre es una matriz relativamente sencilla de obtener y analizar. Una de las ventajas de la utilización de AChE como biomarcador de exposición es que tiene una mayor vida media que ChP. AChE tiene una vida útil de 120 días, aproximadamente 33 días de vida media ⁽³⁴⁾, aunque una vez que se inhibe, se ha demostrado que la recuperación de la actividad de la AChE se produce después de aproximadamente 80 días. En contraste, la ChP tiene una vida media de 11 días en el plasma ^(35)(36). Sin embargo, ChP resulta un indicador más sensible a OF que AChE ^(37)(38). Otro aspecto a tener en cuenta en los biomonitoreos es que puede haber variaciones no sólo interpersonales sino también intrapersonales, como resultado de ciertas enfermedades y medicamentos. Para minimizar estas variaciones, se requieren determinaciones de la actividad enzimática de AChE y ChP previo a la exposición de cada individuo (actividad basal). Aunque un criterio exacto para la remoción en los individuos expuestos laboralmente es difícil de establecer, los programas de vigilancia utilizan descensos del 15- 30% del valor basal ⁽³⁹⁾.
Sin embargo, no siempre es factible contar con valores de preexposición de la actividad de ChEs, por lo que resulta prometedor la aplicación de la espectrometría de masas en los biomonitoreos. Este método permite identificar modificaciones post-traduccionales de las proteínas, por lo que su aplicación a la determinación del porcentaje de aducción de la serina del sitio activo de ChEs eliminará la necesidad de contar con los niveles de actividad basal individuales ⁽³³⁾.

COMPARTIMIENTO MATERNO
Se ha reportado que el estudio de los niveles de OC en suero materno resulta representativo de la exposición fetal a OC ⁽²¹⁾, por lo que la sangre materna ha sido utilizada ampliamente para evaluar dicha exposición ^(40-42).
En cuanto a los OF, los niveles de los metabolitos dialquilfosfatos (DAPs) se determinan usualmente en muestras de orina recogidas dentro de un corto tiempo después de la exposición de la embarazada ⁽⁴⁰⁾ y los datos se ajustan por la concentración de creatinina. También se ha utilizado la determinación de metabolitos específicos de algunos OF, por ejemplo, 3,4,6-tricloro- 2-piridinol (TCP) específico de clorpirifos ⁽⁴⁴⁾ y para-nitrofenol, para identificar la exposición a paratión y metilparatión ⁽⁴⁵⁾. Además del inconveniente de que estos metabolitos presentan vidas medias cortas, que oscilan entre 24 y 48 h después de la exposición ⁽³³⁾, su utilización en el biomonitoreo puede llevar a sobreestimar la exposición a OF. Esto último resulta de la variedad de procesos, incluyendo la hidrólisis, la fotólisis y la degradación microbiana que tienen lugar una vez aplicados los OF. En ese sentido, se ha demostrado la presencia de DAPs y TCP en la superficie de los alimentos por lo que la detección de estos metabolitos en orina no permite discriminar entre la exposición a OF y la exposición a productos de degradación de OF ^{(46) (47)}. En cambio, las proteínas sanguíneas, se ajustan a los criterios que caracterizan a los biomarcadores útiles: pueden proporcionar información clave acerca de la salud del sujeto, tienen vidas medias relativamente largas, proporcionan información inequívoca sobre la naturaleza y el nivel de exposición a OF y su determinación es relativamente barata. Sin embargo se debe considerar que la actividad de ChEs presenta la particularidad de variar según el trimestre del embarazo ⁽⁴⁸⁾, por lo que no es factible contar con los niveles de actividad basal individuales. Por lo tanto, con el objetivo de evaluar la exposición ambiental de residentes en comunidades rurales del Alto Valle del Río Negro, área frutícola de intensa aplicación de plaguicidas, en este laboratorio se ha comparado la actividad de ChEs de muestras (correspondientes al mismo trimestre de embarazo) de dos grupos: las colectadas en el período de pulverizaciones con OF y las colectadas en el período de receso.
En los diversos muestreos realizados se ha detectado disminución significativa de ChEs en el período de pulverizaciones ^(49-52). El rango de disminución en los diferentes estudios osciló entre el 11-18%. La magnitud de estos valores no difiere demasiado de los reportados para la exposición laboral ^(53)(54) y alertan sobre la necesidad de minimizar la exposición ambiental de dichas poblaciones rurales.

PLACENTA
La placenta de mamíferos es un órgano que facilita el contacto funcional entre el feto y el compartimiento materno ⁽⁵⁵⁾. Los xenobióticos pueden interferir con la función de la placenta en diversos niveles, por ejemplo, en eventos de señalización, transporte, la producción y liberación de hormonas, el pasaje de nutrientes y productos de desecho, la implantación, el crecimiento y la maduración celular (56). Dado que los efectos acumulativos de los eventos del ambiente intrauterino se reflejan en la placenta, este órgano es de gran utilidad para llevar a cabo estudios epidemiológicos. Además, es fácil de recoger, proporciona una importante cantidad de muestra para su análisis, y es a menudo el componente más accesible y fácilmente disponible de la tríada madre-placenta-feto. Sin embargo, la obtención de muestras representativas de la placenta puede resultar dificultosa. Los resultados de las determinaciones de biomarcadores pueden diferir mucho dependiendo de la ubicación de la biopsia y el número de biopsias realizadas ⁽⁵⁷⁾. Un método alternativo para la obtención de muestras representativas es obtener aleatoriamente muestras de múltiples sitios y homogeneizarlos ⁽⁵⁵⁾.
La placenta humana ha sido empleada para estudiar los niveles de exposición de este órgano a los OC ^{(58) (59)}. Sin embargo, no hay información sobre residuos de OF o sus metabolitos en la placenta humana, excepto en casos de exposición letal. Las limitaciones en el uso de esta matriz para determinar residuos de OF no sólo se fundamentan en el hecho que estos plaguicidas son rápidamente metabolizados y excretados, sino también por la imposibilidad de tomar muestras inmediatamente después de la exposición. En ese sentido, el disponer de biomarcadores enzimáticos como CE, considerada un bioindicador sensible de la exposición ambiental a OF en diversas especies ⁽⁶⁰⁾, puede resultar de utilidad. De hecho, se ha observado la disminución de CE en homogenado de placentas en muestras de residentes rurales colectadas en el Alto Valle de Río Negro en período de pulverizaciones ^(51-53)(61). La disminución de CE en placenta no sólo indica la llegada y bioactivación de OF en este compartimiento, sino que resulta sugerente de un mayor riesgo de exposición fetal a otros xenobióticos. Se sabe que las CEs cumplen un rol detoxificante de narcóticos, de algunas drogas prescritas a las embarazadas ⁽⁶²⁾ y de piretroides ^{(63) (64)}. Es de destacar que el uso de mezclas de OF y de piretroides es una práctica común en los países en desarrollo ⁽⁶⁵⁾.

COMPARTIMIENTO FETAL
Aunque se puede argumentar que los niveles de plaguicidas en la sangre de cordón umbilical no son necesariamente representativos de la exposición a estos tóxicos durante todo el embarazo, debido a la fácil accesibilidad y al volumen que se puede obtener, esta matriz se utiliza corrientemente para determinar biomarcadores de exposición a plaguicidas. Más aún, se puede determinar un amplio espectro de biomarcadores de efecto tanto en elementos formes como en plasma.
También el meconio ha sido estudiado para la evaluación de la exposición fetal a plaguicidas, los que han difundido a través de la placenta, se incorporaron a la sangre de cordón umbilical y/o fueron deglutidos con el líquido amniótico ⁽⁶⁶⁾. Dado que el meconio comienza a acumularse en el intestino fetal entre las semanas 12 a 16 de la gestación y continúa acumulándose hasta el nacimiento, el análisis de biomarcadores en esta matriz permite obtener información sobre la exposición en los dos últimos trimestres. Esto resulta especialmente importante para los plaguicidas no persistentes cuya exposición suelen tener un alto grado de variabilidad temporal ⁽⁶⁷⁾. Ostrea, et al. ⁽²³⁾ analizaron simultáneamente en diferentes matrices como cabello y sangre materna, cabello del neonato, sangre de cordón umbilical y meconio para identificar las matrices óptimas para detectar la exposición ambiental a plaguicidas en el período fetal en una población agrícola residente en una zona de Filipinas. Estos autores detectaron DDT y el OF malatión además de carbamatos, piretroides y herbicidas. Concluyeron que en meconio, el porcentaje de muestras en las que se detectaron plaguicidas fue mayor que en el resto de las matrices. También la concentración detectada para algunos de los plaguicidas fue mayor en meconio que en sangre de cordón umbilical y cabello del neonato.

Biomarcadores de susceptibilidad

Los contaminantes químicos pueden interactuar significativamente con otros factores de riesgo, como los hábitos alimentarios y el estilo de vida. Uno de los factores que pueden explicar las inconsistencias que surgen al comparar los resultados de los diversos estudios epidemiológicos son las diferencias en la susceptibilidad a la acción de los plaguicidas a nivel individual y/o poblacional. Los polimorfismos genéticos de las enzimas que metabolizan plaguicidas pueden influir en la toxicidad de estos agentes y así aumentar o disminuir la sensibilidad individual a sus efectos ⁽⁶⁸⁾. Entre dichas enzimas se han identificado a la paraoxonasa 1 (PON1) y a la ChP, dos enzimas que inactivan OF por mecanismos catalíticos y no catalíticos respectivamente y a la Glutatión S-Transferasa (GST), que cataliza la conjugación del glutatión reducido con sustratos electrofílicos para formar compuestos fácilmente excretables. PON1 está relacionada con el metabolismo de los lípidos oxidados y la inmunidad innata. Juega también un importante rol en la desintoxicación de algunos plaguicidas OF. De hecho, se ha reportado que animales con baja actividad de PON1 son más sensibles a los efectos tóxicos de estos agentes y que el tratamiento con PON1 exógena reduce los efectos de las formas oxón de los OF ⁽⁶⁹⁾. En los seres humanos hay una amplia variabilidad en la actividad de la enzima PON1. Se conocen, los genotipos asociados con baja actividad de PON1 (PON1-192QQ, PON1-108TT y PON1-909CC) o con bajos niveles de proteína de PON1 (PON155MM).
Además, los sujetos con polimorfismos de los genes GSTM1 y GSTT1 que carecen de un producto proteínico funcional también se espera que sean más vulnerables a los plaguicidas. Por lo tanto, la influencia de los polimorfismos en la asociación entre la exposición a plaguicidas y sus efectos resulta relevante para la evaluación de las personas en situación de riesgo y permite conocer la interacción genes-ambiente en relación con los efectos en salud. ⁽⁶⁸⁾ En ese sentido, se ha demostrado que los polimorfismos de GST influencian los efectos in utero de la exposición prenatal al â-HCH (OC) al aumentar el riesgo de padecer restricción del crecimiento intrauterino ⁽⁷⁰⁾. De igual modo, como se observa en Tabla I y Tabla II respectivamente, los polimorfismos maternos de la PON1 modulan la asociación entre la exposición in utero a OF y efectos deletéreos en la edad gestacional, el peso al nacer ⁽²⁴⁾ y el neurodesarrollo ⁽⁷¹⁾.

Tabla I. Biomarcadores en matrices de la tríada madre-placenta-feto y su asociación con el desarrollo del embarazo y el crecimiento intrauterino.

Tabla II. Biomarcadores en matrices de la tríada madre-placenta-feto y su asociación con efectos morfológicos y funcionales en el cerebro.

Biomarcadores e impacto en la salud

ASOCIACIÓN ENTRE BIOMARCADORES, EL DESARROLLO DEL EMBARAZO Y EL CRECIMIENTO INTRAUTERINO
Un biomarcador que pueda predecir el daño al órgano diana mejora significativamente la identificación del riesgo de los individuos, la evaluación de la intervención y las estrategias de tratamiento ⁽⁷²⁾. En ese sentido, se han diseñado estudios con el fin de establecer correlaciones entre biomarcadores con distintos parámetros de función o daño. Como se observa en la Tabla I, numerosos reportes asociaron los niveles de OC de los tres compartimientos de la tríada madre-placenta-feto con parámetros representativos del desarrollo in utero como la edad gestacional y los parámetros morfométricos del neonato (previo ajuste por factores de confusión), así como también con mayor riesgo de alteraciones del embarazo y malformaciones. Sin embargo en otros estudios, los niveles de DDT y / o de DDE en suero materno, o en la sangre del cordón no se asociaron con una disminución del peso del niño al nacer ⁽⁷³⁾ o el parto prematuro ^(74)(75). También se ha reportado que biomarcadores de exposición a OF determinados tanto en el compartimiento materno ⁽⁷¹⁾ como en el fetal ⁽⁷⁶⁾ se asociaron significativamente con parámetros antropométricos del neonato (Tabla I).

ASOCIACIÓN ENTRE BIOMARCADORES DE EXPOSICIÓN Y EFECTOS MORFOLÓGICOS Y FUNCIONALES EN EL CEREBRO
Como se citó, el desarrollo del cerebro humano es especialmente vulnerable a la exposición a tóxicos durante el desarrollo intrauterino, etapa en que los agentes químicos pueden causar daño cerebral permanente aún a niveles de exposición tan bajos que tendrían poco o ningún efecto adverso en un adulto ⁽⁷⁷⁾. La evaluación neuropatológica de alteraciones inducidas por agentes químicos resulta sumamente compleja. Como el cerebro se desarrolla a partir de las primeras semanas después de la concepción, los factores adversos que perjudican crecimiento fetal, como la insuficiencia placentaria, pueden afectar negativamente el desarrollo del sistema nervioso central en forma continua durante el embarazo. También cabe considerar que las diferentes zonas del cerebro difieren temporalmente en cuanto los procesos del desarrollo, la migración, y la organización celular ⁽⁷⁸⁾, por lo que algunas zonas pueden ser más afectadas que otras. Se conoce además que el sistema nervioso, el sistema inmunológico y el endocrino presentan interacciones recíprocas, por lo que cualquier alteración producida en uno de ellos puede conducir a efectos en los otros ⁽⁷⁹⁾. Numerosos reportes en los últimos años, han asociado biomarcadores de exposición a OC ^(59)(80) y OF ^{(36)(75)(81-84)} determinados en matrices de la tríada madre-placenta-feto, con efectos en la función neurocognitiva, el comportamiento, y/ alteraciones morfológicas de sistema nervioso central, que se pueden manifestar a largo plazo (Tabla II). Sin embargo, se han señalado inconsistencias entre diferentes estudios y algunas limitaciones referidas al tamaño de los grupos estudiados así como también al número limitado de funciones evaluadas.

Biomarcadores de efecto inespecíficos y noveles biomarcadores

Los biomarcadores pueden ser respuestas biológicas altamente específicas como la inhibición de las ChEs por OF, o muy poco específicos, entre lo que se incluyen, por ejemplo, efectos sobre el sistema inmune y el ADN. Se ha propuesto que una perspectiva importante a considerar en la evaluación del impacto de la exposición a plaguicidas es la complementación entre distintos biomarcadores ⁽³¹⁾. Adicionalmente, cabe considerar que se requiere de noveles biomarcadores que mejoren la identificación de los individuos en riesgo y la evaluación de la intervención. Una revisión llevada a cabo por Rohlman et al. ⁽⁴⁴⁾ concluye que los biomarcadores que se utilizan para evaluar exposición a OFH23 (ChEs y metabolitos en orina) no poseen valor predictivo ni diagnóstico respecto de los efectos neuroconductuales en las exposiciones crónicas a plaguicidas OF. En base a los estudios experimentales disponibles proponen como potenciales biomarcadores a los indicadores de estrés oxidativo y de inflamación.
El estrés oxidativo se define como un desequilibrio entre la generación de especies reactivas de oxígeno (ROS), como el anión superóxido, H2O2 y OH., y la capacidad del sistema antioxidante para secuestrar ROS (85). Diversos estudios han demostrado que la exposición a los plaguicidas in vitro e in vivo puede inducir el estrés oxidativo, por diversos mecanismos como el aumento de producción de ROS, la disminución de las defensas antioxidantes no enzimáticas y/o por deterioro de la función de las enzimas antioxidantes ⁽⁸⁶⁾. El daño producido por el estrés oxidativo incluye alteraciones en lípidos, proteínas y el ADN, siendo los lípidos probablemente los más susceptibles. Uno de los principales mecanismos involucrados es la lipoperoxidación de lípidos de membranas en la reacción en cadena que libera malonaldehído (MDA) como producto final ⁽⁸⁷⁾. Dado que en el embarazo se llega a un estado próximo al límite en el que el estrés oxidativo puede llegar a ser patológico ⁽⁸⁸⁾ se ha investigado si la exposición a plaguicidas puede afectar el estado redox. Un estudio de casos y controles llevado a cabo por Pathak et al. ⁽⁸⁹⁾ con sangre materna y de cordón demostró que los casos de parto prematuro (<37 semanas de gestación) se asociaron a mayores niveles de β-HCH, y de α-endosulfán y al aumento del estrés oxidativo. También se observó correlación positiva significativa entre los niveles en sangre materna de los plaguicidas β-HCH, γ-HCH y á-endosulfán con MDA, así como una correlación negativa de β-HCH y γ-HCH con el contenido de glutatión reducido, un reconocido regulador del estado redox. Resultados similares se hallaron en sangre de cordón en los casos de parto prematuro. También altos niveles de isómeros del HCH se asociaron con marcadores de estrés oxidativo en casos de restricción del crecimiento intrauterino ⁽⁹⁰⁾.
En cuanto a los OF, la información disponible referida a la exposición ambiental de embarazadas a OF y a biomarcadores de estrés oxidativo es escasa. Recientemente se han estudiado placentas de mujeres gestantes de una población residente en áreas agrícolas recolectadas en períodos de pulverizaciones con OF y durante el período de receso y de gestantes residentes urbanas consideradas grupo control. Si bien la actividad enzimática de CE, biomarcador sensible a la exposición ambiental a OF, en placentas recogidas durante el períodos de pulverizaciones disminuyó significativamente comparado con los otros dos grupos estudiados, no se hallaron diferencias significativas en los marcadores de estrés oxidativo (MDA y carbonilación de proteínas) ni en la defensa antioxidante enzimática (actividad de catalasa y de glutatión peroxidasa). Tampoco se afectaron los niveles de glutatión reducido, ni los niveles del factor nuclear 2 relacionado al factor eritroideo 2 (Nrf2), quien ejerce efectos protectores contra el daño oxidativo. No obstante, se halló una asociación negativa entre la actividad de catalasa, en las muestras del período de pulverizaciones y el índice placentario (peso de la placenta/ peso del neonato), un indicador de la ineficiencia de la placenta. Este hallazgo sugiere que catalasa podría representar un biomarcador de susceptibilidad a estos tóxicos a ser explorado en futuros estudios, ya que una menor capacidad para detoxificar las ROS podría constituir una amenaza potencial para la función placentaria ⁽⁶⁰⁾. Hay suficiente evidencia para afirmar que los procesos endócrinos de la tríada madre- placenta- feto influyen en el desarrollo fetal y en la salud del neonato ⁽⁹¹⁾. Por otra parte, los estudios experimentales indican que muchos plaguicidas actúan como disruptores endocrinos (DEs) al interactuar con diversos receptores hormonales como agonistas o antagonistas. Se ha establecido que el o,p'- DDT es el más estrogénico del grupo del DDT, mientras que el p,p'-DDE es anti-androgénico y que los OF pueden interferir con la función endocrina inhibiendo la unión de las hormonas tiroideas a su correspondiente receptor. También los plaguicidas pueden alterar la síntesis de hormonas y /o su secreción afectando los niveles hormonales ⁽⁹²⁾.
El hallazgo en sangre de cordón de una asociación negativa entre [p,p′-DDE] ; [p,p′-DDT] y [o,p′-DDE] con el nivel sérico de tiroxina total (TT4) ⁽⁹³⁾ y de [HCB] con el nivel sérico de TSH (94) sugiere que la disrupción endocrina es un mecanismo subyacente a la exposición in utero a estos OC. Sin embargo, los métodos disponibles para detectar los efectos adversos de DES son todavía limitados y se requieren más estudios para identificar biomarcadores que permitan determinar la potencia de los DEs a concentraciones ambientales relevantes. Recientemente se ha propuesto que la expresión de genes sensibles a los estrógenos, como el gen de la ornitina decarboxilasa (ODC), se podría utilizar como biomarcador para la evaluación del potencial estrogénico de los DEs en el útero. La ODC, que cataliza la descarboxilación de la ornitina (un producto del ciclo de la urea) para formar putrescina, es la primera enzima de la vía biosíntetica de las poliaminas. El rápido crecimiento y la diferenciación del útero son concomitantes con el aumento de expresión de la ODC ⁽⁹⁵⁾. En ese sentido, resulta sugerente un reciente reporte de este laboratorio donde se informa que la actividad y la expresión de ODC aumentó significativamente en placentas de residentes rurales del Alto Valle de Río Negro, en período de pulverizaciones en el que se aplican intensivamente los plaguicidas OF ⁽⁵²⁾.
También un estudio prospectivo realizado por este grupo en embarazadas residentes en esta región frutícola demostró que los niveles de cortisol (CTS) materno aumentaron significativamente en el primer trimestre de embarazo durante el período de pulverizaciones. Resulta de interés que todas las embarazadas que sufrieron alteraciones durante el curso del embarazo, tales como amenaza de parto prematuro y amenaza de aborto, cursaron el primer trimestre durante dicho período ⁽⁵⁰⁾. En coincidencia con estos resultados, se ha reportado que altos niveles de CTS materno por situaciones de estrés en las primeras semanas de embarazo, y hasta la semana 15, incrementa el riesgo de abortos y partos prematuros, respectivamente ⁽⁹⁶⁾. En la actualidad, la exposición crónica a dosis bajas de plaguicidas se considera como uno de los factores de riesgo importantes para el desarrollo del cáncer. La información epidemiológica disponible indica, fundamentalmente, una fuerte asociación con las neoplasias hematológicas. Si bien el potencial carcinógenico de un plaguicida se evalúa antes de que su comercialización sea permitida, existe la presunción que el riesgo de genotoxicidad por exposición a estos tóxicos puede ser apreciablemente mayor que el predicho a partir de las pruebas de toxicidad. Se postula además que, aunque un plaguicida no sea genotóxico, puede aumentar el riesgo de cáncer a través de modos de acción que implican mecanismos epigenéticos, de disrupción endocrina, de estrés oxidativo, de alteración de la actividad metiltransferasas y de reducción de la disponibilidad de S-adenosilmetionina ⁽⁹⁷⁾. Las propiedades carcinogénicas de estos compuestos pueden estar influidas por una serie factores que incluyen la edad, el sexo, la susceptibilidad individual, la dosis y cantidad y la duración de la exposición así como también la exposición simultánea a otros productos químicos ⁽⁹⁸⁾.
Existen suficientes evidencias experimentales y epidemiológicas que demuestran que el daño genético produce mutaciones y que el proceso cancerígeno se inicia y se favorece por la presencia de mutaciones en los oncogenes, en genes supresores de tumores y en los que codifican para los sistemas de reparación del ADN ⁽⁹⁹⁾. En ese sentido, la toxicología genética ha aportado distintos biomarcadores para el biomonitoreo del riesgo genotóxico asociado a la exposición plaguicidas como el análisis de micronúcleos, de intercambio de cromátidas hermanas y el ensayo cometa. Este último es un método sencillo, rápido y de alta sensibilidad para detectar niveles bajos de daño al ADN en células individuales que refleja rupturas en el ADN, que son potenciales lesiones pre-mutágenicas ⁽¹⁰⁰⁾. Con el ensayo cometa se ha demostrado en humanos una relación entre la exposición a diversos compuestos químicos y el proceso de carcinogénesis ⁽¹⁰¹⁾. En la zona del Alto valle de Río Negro, el autor y colaboradores han estudiado comparativamente el índice de daño en linfocitos de sangre de cordón de neonatos cuyas madres residieron en la zona rural durante el embarazo y de un grupo de población urbana. Los resultados preliminares indican que dicho índice es significativamente mayor en muestras de la población rural ⁽¹⁰²⁾, lo que sugiere mayor daño en el ADN desde el desarrollo in utero.
Las modificaciones epigenéticas, que constituyen cambios heredables en la expresión génica que se producen sin alteraciones en la secuencia de ADN, incluyen la metilación del ADN, modificaciones de las histonas, y de los microARNs. Se ha establecido que los patrones epigenéticos de células somáticas, en los mamíferos, ocurren tempranamente en el desarrollo intrauterino, por lo que el desarrollo embrionario y fetal representan un período crítico durante el cual los factores de estrés ambiental, incluyendo las exposiciones a las sustancias tóxicas, tienen un gran potencial para afectar la reprogramación epigenética ⁽¹⁰³⁾. De hecho, la exposición fetal al OC Metoxicloro produjo disfunción ovárica en rata adulta asociada a la hipermetilación del ADN ⁽¹⁰⁴⁾. Referido a los OF, se ha reportado que la exposición a concentraciones de dietilfosfato (un DAP) halladas en sangre humana materna y de cordón tuvo efectos epimutagénicos en células madres embrionarias de ratas ⁽¹⁰⁵⁾. A pesar de las limitaciones actuales, la evidencia disponible sugiere que la epigenética tiene un potencial considerable para ampliar el conocimiento de los mecanismos moleculares de los efectos de plaguicidas en la salud, así como para la predicción de los riesgos relacionados con la exposición ambiental y la susceptibilidad individual. Los estudios disponibles sugieren que muchos plaguicidas pueden actuar como inmunomoduladores, a través de diversos mecanismos como la hipersensibilidad, la autoinmunidad, o la supresión inmune, lo que puede aumentar el riesgo de incidencia de enfermedades infecciosas o de la transformación neoplásica. Referido a la exposición intrauterina a OC, una revisión reciente ⁽¹⁰⁶⁾ concluyó en que existe evidencia suficiente para reconocer la asociación entre la exposición prenatal a DDE y el riesgo de padecer asma e infecciones en el tracto respiratorio en la infancia. Entre los biomarcadores utilizados para evaluar la función inmunológica, se incluyen el número de células inmunológicas y los niveles de las citoquinas, proteínas de bajo peso molecular que estimulan o inhiben distintos procesos como la diferenciación, proliferación o función de las células inmunitarias. Ambos biomarcadores se han utilizado para estudiar el impacto en niños expuestos prenatalmente y postnatalmente a plaguicidas OC, habiéndose encontrado una disminución de linfocitos de sangre periférica y una disminución en la secreción de citoquinas como IL-10 e IFNγ ⁽¹⁰⁷⁾. En cambio, cuando se analizó la relación entre el número de linfocitos y la exposición prenatal a OC no se halló asociación entre los niveles de DDE y el número de células del sistema inmunológico adaptativo ^(108)(109) pero sí con una disminución en los niveles de células del sistema inmunológico innato, como eosinófilos y/o su contenido de gránulos ⁽¹¹⁰⁾. También se reportó una asociación negativa entre los niveles DDE y la producción de la citoquina TNFα por células mononucleares de sangre de cordón umbilical activadas con el mitógeno celular fitohemoaglutinina ⁽¹¹¹⁾.
En la placenta, las citoquinas están implicadas en la modulación de procesos tales como de diálogo inmune entre el compartimiento materno y la placenta, la invasión y la diferenciación, la proliferación, la apoptosis trofoblástica, la homeostasis endocrina y la angiogénesis ⁽¹¹²⁾. El autor y colaboradores han estudiado la frecuencia de expresión de citoquinas en placentas de mujeres residentes rurales del Alto valle de Río Negro, con el diseño ya citado ⁽⁵²⁾ y han observado aumento de la frecuencia de expresión de la citoquina antiinflamatoria IL-13 en el período de pulverizaciones, que podría asociarse a mecanismos de reparación de tejido.

Conclusiones y futuros desafíos

Hasta el presente, muchos de los mecanismos de toxicidad que han sido dilucidados en modelos experimentales han servido de base para la identificación de biomarcadores de exposición, efecto y susceptibilidad aplicables en humanos, como técnica de biomonitoreo de la exposición ambiental a plaguicidas en el desarrollo in utero. Sin embargo, las técnicas invasivas de muestreo en poblaciones vulnerables, restringen la aplicación rutinaria del biomonitoreo ya que pueden sufrir de limitaciones éticas y prácticas, por lo que resulta relevante impulsar los estudios de validación de biomarcadores en matrices obtenidas por técnicas no invasivas.
Adicionalmente, las evidencias experimentales y epidemiológicas disponibles indican la necesidad de avanzar en la identificación de modificaciones tempranas que puedan actuar como un vínculo de causalidad entre exposición (no sólo a plaguicidas sino a mezclas de plaguicidas) y los efectos sobre la salud. Para ello se requiere de la identificación de noveles biomarcadores, surgiendo como prometedores en ese sentido los avances en el campo de la metabolómica, la proteómica y la transcriptómica. También un conocimiento más acabado de los efectos de las exposiciones en el epigenoma y la aplicación de los nuevos desarrollos tecnológicos disponibles en los estudios poblacionales podrían contribuir favorablemente en ese sentido. Otro tema pendiente es el diseño de estudios con un enfoque integrador, lo que adquiere particular envergadura en los estudios de impacto de la exposición a plaguicidas durante el embarazo. Es conocido que la injuria en el compartimiento materno puede perturbar el delicado sistema de señales de la interfase materno-fetal, alterando la capacidad de la placenta con consecuencias en el patrón de crecimiento fetal y aumentando el riesgo de alteraciones en la programación del sistema inmunoneuro- endocrino y el comportamiento ⁽¹¹³⁾.
En suma, a medida que el biomonitoreo adquiera envergadura en la evaluación del escenario ambientesalud, los avances toxicológicos podrán contribuir sustancialmente a la caracterización de nuevos biomarcadores con capacidad de predicción para el binomio madre-hijo. Sin embargo, el tema no se agota en el conocimiento del impacto del ambiente sobre la salud sino que abarca el diseño, la organización y la ejecución de acciones tendientes a impedir dichos efectos nocivos, manteniendo el equilibrio y la integridad de los ecosistemas y evitando comprometer el bienestar de las futuras generaciones.

Referencias bibliográficas

1. Rengifo Cuéllar H. Conceptualización de la salud ambiental: teoría y práctica (parte 1). Rev Peru Med Exp Salud Publica 2008; 25 (4): 403-09.         [ Links ]

2. Romero Placeres M, Álvarez Toste M, Álvarez Pérez A. Los factores ambientales como determinantes del estado de salud de la población. Rev Cubana Hig Epidemiol 2007; 45 (2): 0-0.         [ Links ]

3. Mostafalou S, Abdollahi M. Pesticides and human chronic diseases: evidences, mechanisms, and perspectives. Toxicol Appl Pharmacol 2013; 268 (2): 157-77        [ Links ]

4. Collotta M, Bertazzi PA, Bollati V. Epigenetics and pesticides. Toxicology 2013; 307: 35-1.         [ Links ]

5. Harnpicharnchai K, Chaiear N, Charerntanyarak L. Residues of organophosphate pesticides used in vegetable cultivation in ambient air, surface water and soil in Bueng Niam Subdistrict, Khon Kaen, Thailand. Southeast Asian J Trop Med Public Health 2013; 44 (6): 1088-97.         [ Links ]

6. Muñoz-Quezada MT, Iglesias V, Lucero B, Steenland K, Barr DB, Levy K et al. Predictors of exposure to organophosphate pesticides in schoolchildren in the Province of Talca, Chile. Environ Int 2012; 47: 28-6.         [ Links ]

7. Sinha SN, Vasudev K, Rao M, Odetokun M. Quantification of organophosphate insecticides in drinking water in urban areas using lyophilization and high-performance liquid chromatography-electrospray ionization- mass spectrometry techniques. Int J Mass Spectrom 2011; 300(1):12-0.         [ Links ]

8. Loewy RM, Monza LB, Kirs VE, Savini MC. Pesticide distribution in an agricultural environment in Argentina. J Environ Sci Health B 2011; 46(8): 662-70.         [ Links ]

9. Gonzalez M, Miglioranza KS, Aizpún JE, Isla FI, Peña A. Assessing pesticide leaching and desorption in soils with different agricultural activities from Argentina (Pampa and Patagonia). Chemosphere 2010; 81(3): 351-58.         [ Links ]

10. Arias AH, Pereyra MT, Marcovecchio JE. Multi-year monitoring of estuarine sediments as ultimate sink for DDT, HCH, and other organochlorinated pesticides in Argentina. Environ Monit Assess 2011; 172(1-4): 17-32.         [ Links ]

11. Santagni A, Loewy R, Montagna CM. Contaminación con plaguicidas del agua subterránea para consumo humano en Campo Grande y Cinco Saltos, Río Negro, Argentina. Ingeniería Sanitaria y Ambiental 2007; 92: 54-1.         [ Links ]

12. Mantovani A, Maranghi F, La Rocca C, Tiboni GM, Clementi M. The role of toxicology to characterize biomarkers for agrochemicals with potential endocrine activities. Reprod Toxicol 2008; 26(1): 1-7.         [ Links ]

13. Damalas CA, Eleftherohorinos IG. Pesticide exposure, safety issues, and risk assessment indicators. Int J Environ Res Public Health 2011; 8(5): 1402-19.         [ Links ]

14. Ramirez JA, Lacasaña M. Plaguicidas: clasificación, uso, toxicología y medición de la exposición. Arch Prev Riesgos Labor 2001; 4: 67-5.         [ Links ]

15. Cohn B, Cirillo P, Christianson R. Prenatal DDT Exposure and Testicular Cancer: A Nested Case-Control Study. Arch Environ Occup Health 2010; 65 (3): 127-34.         [ Links ]

16. Van den Berg H. Global status of DDT and its alternatives for Use in vector control to prevent disease. Environ Health Perspect 2009; 117: 1653-63.         [ Links ]

17. Pathak R, Mustafa MD, Ahmed R, Tripathi A, Guleria K, Banerjee BD. Association between recurrent Miscarriages and Organochlorine Pesticide Levels. Clin Biochem 2010; 43 (1-2): 131-5.         [ Links ]

18. Sengupta D, Aktar W, Alam S, Chowdhury A. Impact assessment and decontamination of pesticides from meat under different culinary processes. Environ Monit Assess 2010; 169: 37-3.         [ Links ]

19. Eaton DL, Daroff RB, Autrup H, Bridges J, Buffler P, Costa LG, et al. Review of the toxicology of chlorpyrifos with an emphasis on human exposure andneurodevelopment. Crit Rev Toxicol 2008; 38 Supl 2:1-125.         [ Links ]

20. Cerrillo I, Granada A, López-Espinosa MJ, Olmos B, Jiménez M, Caño A et al. Endosulfan and its metabolites in fertile women, placenta, cord blood, and human milk. Environ Res 2005; 98: 233-9.         [ Links ]

21. Waliszewski SM, Aguirre AA, Infanzón RM. Siliceo J. Carry-over of persistent organochlorine pesticides through placenta to fetus. Salud Publica Mex 2000; 42(5): 384-90.         [ Links ]

22. Abu-Qare AW, Abdel-Rahman A, Kishk AM, Abou-Donia M. Placental transfer and pharmcokinetic of a single dermal dose of [14 C] methyl parathion rats. Toxicol Sci 2000; 53: 5-12.

23. Ostrea Jr EM, Bielawski DM, Posecion Jr. NC, Corrion M, Villanueva-Uy E, Bernardo RC, Ager JW. Combined analysis of prenatal (maternal hair and blood) and neonatal (infant hair, cord blood and meconium) matrices to detect fetal exposure to environmental pesticides. Environ Res 2009; 109 (1): 116-22.         [ Links ]

24. Rauch SA, Braun JM, Boyd Barr D, Calafat AM, Khoury J, Montesano AM, et al. Associations of prenatal exposure to organophosphate pesticide metabolites with gestational age and birth weight. Environ Health Perspect 2012; 120 (7): 1055-60.         [ Links ]

25. Vizcaino E, Grimalt JO, Fernández-Somoano A, Tardon A. Transport of persistent organic pollutants across the human placenta. Environ Int 2014; 65: 107-15.         [ Links ]

26. Genuis SJ. Toxic causes of mental illness are overlooked. Neurotoxicology 2008; 29 (6): 1147-9.         [ Links ]

27. Grandjean P, Landrigan PJ. Developmental neurotoxicity of industrial chemicals. Lancet 2006; 368: 2167-78.         [ Links ]

28. Prouillac C, Lecoeur S. The role of the placenta in fetal exposure to xenobiotics: importance of membrane transporters and human models for transfer studies. Drug Metab Dispos 2010; 38 (10): 1623-35.         [ Links ]

29. Collotta M, Bertazzi P A, Bollati V. Epigenetics and pesticides. Toxicology 2013; 307: 35-41.         [ Links ]

30. Silins I, Högberg J. Combined toxic exposures and human health: biomarkers of exposure and effect. Int J Environ Res Public Health 2011; 8 (3): 629-47.         [ Links ]

31. Gil F, Pla A. Biomarkers as biological indicators of xenobiotic exposure. J Appl Toxicol 2001; 21 (4): 245-55.         [ Links ]

32. Chambers JE, Boone JS, Carr RL, Chambers HW, Straus DL. Biomarkers as predictors in health and ecological risk assessment. Hum Ecol Risk Assess 2002; 8 (1): 165-76.         [ Links ]

33. Marsillach J, Costa LG, Furlong CE. Protein adducts as biomarkers of exposure to organophosphorus compounds. Toxicology 2013; 307: 46-54.         [ Links ]

34. Mock DM, Lankford GL, Widness JA, Burmeister LF, Kahn D, Strauss RG. Measurement of red cell survival using biotin-labeled red cells: validation against 51Cr-labeled red cells. Transfusion 1999; 39: 156- 62.         [ Links ]

35. Ostergaard D, Viby-Mogensen J, Hanel HK, Skovgaard LT. Half-life of plasma cholinesterase. Acta Anaesthesiol Scand 1988; 32: 266-69.         [ Links ]

36. Mason HJ. The recovery of plasma cholinesterase and erythrocyte acetylcholinesterase activity in workers after over-exposure to dichlorvos. Occup Med (Lond) 2000; 50: 343-47.         [ Links ]

37. Walker B, Nidiry J. Current concepts: organophosphate toxicity. Inhal Toxicol 2002; 14 (9): 975-90.         [ Links ]

38. Dyer SM, Cattani M, Pisaniello DL, Williams FM, Edwards JW. Peripheral cholinesterase inhibition by occupational chlorpyrifos exposure in Australian termiticide applicators. Toxicology 2001; 169 (3): 177-85.         [ Links ]

39. Sokas RK, Levy BS,Wegman DH, Baron SL. Preventing occupational disease and injury. En: Occupational and environmental health: recognizing and preventing disease. 2nd. Ed. Philadelpia: Lippincott Williams ç Wilkins; 2006. p. 148-71.         [ Links ]

40. Bouchard MF, Bellinger DC, Wright RO, Weisskopf MG. Attentiondeficit/hyperactivity disorder and urinary metabolites of organophosphate pesticides. Pediatrics 2010; 125: e1270-7.         [ Links ]

41. Torres-Sánchez L, Rothenberg SJ, Schnaas L, Cebrián ME, Osorio E, Hernández MC, et al. In utero p,p´-DDE exposure and infant neurodevelopment: a perinatal cohort in Mexico. Environ Health Perspect 2007; 115: 435-9.         [ Links ]

42. Wang HS, Chen Z J, Wei W, Man YB, Giesy JP, Du J, et al. Concentrations of organochlorine pesticides (OCPs. in human blood plasma from Hong Kong: Markers of exposure and sources from fish. Environ Int 2013; 54: 18-25.         [ Links ]

43. Siddiqui M, Srivastava S, Mehrotra P, Mathur N, Tandon I. Persistent chlorinated pesticides and intra-uterine foetal growth retardation: a possible association. Int Arch Occup Environ Health 2003; 76: 75-80.         [ Links ]

44. Rohlman DS, Anger WK, Lein PJ. Correlating neurobehavioral performance with biomarkers of organophosphorous pesticide exposure. Neurotoxicology 2011; 32 (2): 268-76.         [ Links ]

45. Ruckart PZ, Kakolewski K, Bove FJ, Kaye WE. Longterm neurobehavioral health effects of methyl parathion exposure in children in Mississippi and Ohio. Environ Health Perspect 2004; 112 (1): 46-51.         [ Links ]

46. Morgan MK, Sheldon LS, Jones PA, Croghan CW, Chuang JC, Wilson NK. The reliability of using urinary biomarkers to estimate children's exposures to chlorpyrifos and diazinon. J Expo Sci and Environ Epidemiol 2010; 21(3): 280-90.         [ Links ]

47. Egeghy PP, Cohen Hubal EA, Tulve NS, Melnyk LJ, Morgan MK, Fortmann RC, et al. Review of pesticide urinary biomarker measurements from selected US EPA children's observational exposure studies. Int J Environ Res Public Health 2011; 8(5): 1727-54.         [ Links ]

48. Peyster A, Willis W, Liebhaber M. Cholinesterase activity in pregnant women and newborns. Toxicol Clin Toxicol 1994; 32 (6): 683-96.         [ Links ]

49. Souza MS, Magnarelli G, Rovedatti MG, Santa Cruz S, Pechén de D`Angelo AM. Prenatal exposure to pesticides: analysis of human placental acetylcolinesterase, glutathione-s-transferase and catalase as biomarkers of effect. Biomarkers 2005; 10 (5): 376-89.

50. Cecchi A, Rovedatti G M, Sabino G, Magnarelli GG. Environmental exposure to organophosphate pesticides: Assessment of endocrine disruption and hepatotoxicity in pregnant women. Ecotoxicol Environ Saf 2012; 80 (1): 280-87.         [ Links ]

51. Vera B, Santa Cruz S, Magnarelli GG. Plasma cholinesterase and carboxylesterase activities and nuclear and mitochondrial lipid composition of human placenta associated with maternal exposure to pesticides. Reprod Toxicol 2012; 34 (3): 402-7.         [ Links ]

52. Bulgaroni V, Lombardo P, Rivero-Osimani V, Vera B, Dulgerian L, Cerbán F, et al. Environmental pesticide exposure modulates cytokines, arginase and ornithine decarboxylase expression in human placenta. Reprod Toxicol 2013; 39: 23-32.         [ Links ]

53. Remor AP, Totti CC, Moreira DA, Dutra GP, Heuser VD, Boeira JM. Occupa-tional exposure of farm workers to pesticides: biochemical parameters and evaluation of genotoxicity. Environ Int 2009; 35 (2): 273-8.         [ Links ]

54. Bhalli J, Khan QM, Haq MA, Khalid AM, Nasim A. Cytogenetic analysis of Pak-istani individuals occupationally exposed to pesticide production industry. Mutagenesis 2006; 21 (2):143-8.         [ Links ]

55. Iyengar GV, Rapp A. Human placenta as a "dual" biomarker for monitoring fetal and maternal environment with special reference to potentially toxic trace elements Part 1: physiology, function and sampling of placenta for elemental characterization. Sci Total Environ 2001; 280: 221-8.         [ Links ]

56. Myllynen P, Pasanen M, Pelkonen O. Human placenta: a human organ for developmental toxicology research and biomonitoring. Placenta 2005; 26: 361-71.         [ Links ]

57. Pidoux G, Gerbaud P, Laurendeau I, Guibourdenche J, Bertin G, Vidau M, et al. Large variability of trophoblast gene expression within and between human normal term placentae. Placenta 2004, 25: 469-73.         [ Links ]

58. Fernandez MF, Olmos B, Granada A, López-Espinosa M J, Molina-Molina JM, Fernandez JM et al. Human exposure to endocrine-disrupting chemicals and prenatal risk factors for cryptorchidism and hypospadias: a nested case-control study. Environ Health Perspect 2007; 24 (2): 259-64.         [ Links ]

59. Puertas R, Lopez-Espinosa MJ, Cruz F, Ramos R, Freire C, Perez-Garcia M, et al. Prenatal exposure to mirex impairs neurodevelopment at age of 4 years. Neurotoxicology 2010; 31: 145-60.         [ Links ]

60. Wheelock C, Phillips B, Anderson B, Miller J, Miller M, Hammock B. Applications of Carboxylesterase activity in environmental monitoring and toxicity. Identification Evaluations (TIEs). Environ Contam Toxicol 2008; 195: 117-78.         [ Links ]

61. Chiapella G, Genti-Raimondi S, Magnarelli G. Placental oxidative status in rural residents environmentally exposed to organophosphates. Environ Toxicol Pharmacol 2014; 38: 220-9.         [ Links ]

62. Bencharit S, Morton CL, Xue Y, Potter PM, Redinbo MR. Structural basis of heroin and cocaine metabolism by a promiscuous human drug-processing enzyme. Nat Struct Biol 2003; 10 (5): 349-56.         [ Links ]

63. Anand SS, Kim K, Padilla S, Muralidhara S, Kim HJ, Fisher JW, et al. Ontogeny of hepatic and plasma metabolism of deltamethrin in vitro: role in age-dependent acute neurotoxicity. Drug Metab Dispos 2006; 34: 389-97.         [ Links ]

64. Nishi K, Huang H, Kamita S, Hae K, Morisseau C, Hammock B. Characterization of pyrethroid hydrolysis by the human liver carboxylesterases hCE-1 and hCE- 2.Arch Biochem Biophys 2006; 445 (1): 115-23.         [ Links ]

65. Elhalwagy MEA. and Zaki NI. Comparative study on pesticide mixture of organophosphorus and pyrethroid in commercial formulation. Environ Toxicol Pharmacol 2009; 28 (2): 219-24.         [ Links ]

66. Whyatt RM. and Barr DB. Measurement of organophosphate metabolites in postpartum meconium as potential biomarker of prenatal exposure: a validation study. Environ Health Perspect 2001; 109: 417-20.         [ Links ]

67. Barr DB, Bishop A, Needham LL. Concentrations of xenobiotic chemicals in the maternal-fetal unit. Reprod Toxicol 2007; 23: 260-6.         [ Links ]

68. Hernández AF, López O, Pena G, Serrano JL, Parrón T, Rodrigo L, et al. Implications of paraoxonase-1 (PON1). Activity and polymorphisms on biochemical and clinical outcomes in workers exposed to pesticides. En: Mackness B, Mackness M, Aviram M, Paragh, G, editors. The Paraoxonases: their role in disease development and xenobiotic metabolism. Dordrecht: Springer; 2008. p. 221-37.         [ Links ]

69. Li WF, Costa LG, Richter RJ, Hagen T, Shih DM, et al. Catalytic efficiency determines the in-vivo efficacy of PON1 for detoxifying organophosphorus compounds. Pharmacogenetics 2000; 10: 767-79.         [ Links ]

70. Sharma E, Mustafa M, Pathak R, Guleria K, Ahmed RS, Vaid NB, et al. A case control study of gene environmental interaction in fetal growth restriction with special reference to organochlorine pesticides. Eur J Obstet ç Gynecol Reprod Biol 2012; 161 (2): 163-9.         [ Links ]

71. Engel SM, Wetmur J, Chen J, Zhu C, Boyd Barr D, Canfield RL, et al. Prenatal exposure to organophosphates, paraoxonase 1, and cognitive development in childhood. Environ Health Perspect 2011: 119: 1182-8.         [ Links ]

72. Angerer J, Bird MG, Burke TA, Doerrer NG, Needham L, Robison SH, et al. Strategic biomonitoring initiatives: moving the science forward. Toxicol Sci 2006; 93 (1): 3-10.         [ Links ]

73. Bjerregaard P, Hansen JC. Organochlorines and heavy metals in pregnant women from the Disko Bay area in Greenland. Sci Tot Envir 2000; 245 (1-3): 195-202.         [ Links ]

74. Wolff M, Engel S, Berkowitz G, Teitelbaum S, Siskind J, Barr DB. Prenatal pesticide and PCB exposures and birth outcomes. Pediatr Res 2007; 61: 243-50.         [ Links ]

75. Wood SL, Jarrell JJ, Swaby C, Chan S. Endocrine disruptors and spontaneous premature labor: a case control study. Environ Health 2007; 6, 35: 1-6.         [ Links ]

76. Whyatt RM, Rauh V, Barr DB, Camann DE, Andrews HF, Garfinkel R et al. Prenatal insecticide exposures and birth weight and length among an urban minority cohort. Environ Health Perspect 2004; 112 (10): 1125-32.         [ Links ]

77. Grandjean P, Landrigan PJ. Neurobehavioural effects of developmental toxicity. Lancet Neurol 2014; 13 (3): 330-8.         [ Links ]

78. Torres-Sánchez L, Schnaas L, Rothenberg SJ, Cebrián ME, Osorio-Valencia E, Hernández M, et al. Prenatal p, p-DDE exposure and neurodevelopment among children 3.5-5 years of age. Environ Health Perspect 2013; 121 (2): 263-8.         [ Links ]

79. Gill S, Bowers WJ, Nakai JS, Yagminas A, Mueller R, Pulido O. Effects of environmentally relevant mixtures of persistent organic pollutants on the developmental neurobiology in rats. Toxicol Pathol 2013; 41 (1): 38-47.         [ Links ]

80. Torres-Sánchez L, Rothenberg SJ, Schnaas L, Cebrián ME, Osorio E, Hernández M, et al. In utero p, p'-DDE exposure and infant neurodevelopment: a perinatal cohort in Mexico. Environ Health Perspect 2007; 115: 435-9.         [ Links ]

81. Fortenberry GZ, Meeker JD, Sánchez BN, Bellinger D, Peterson K, Schnaas L, et al. Paraoxonase I polymorphisms and attention/hyperactivity in school-age children from Mexico City, Mexico. Environ Res 2014; 132: 342-9.         [ Links ]

82. Furlong MA, Engel SM, Barr DB, Wolff MS. Prenatal exposure to organophosphate pesticides and reciprocal social behavior in childhood. Environ Int 2014; 70: 125-31.         [ Links ]

83. Rauh V, Arunajadai S, Horton M, Perera F, Hoepner L, Barr DB, et al. Seven-year neurodevelopmental scores and prenatal exposure to chlorpyrifos, a common agricultural pesticide. Environ Health Perspect 2011; 119 (8): 1196-201.         [ Links ]

84. Rauh VA, Perera FP, Horton MK, Whyatt RM, Bansal R, Hao X, et al. Brain anomalies in children exposed prenatally to a common organophosphate pesticide. Proc Natl Acad Sci USA 2012; 109 (20): 7871-6.         [ Links ]

85. Myatt L, Cui X. Oxidative stress in the placenta. Histochem Cell Biol 2004; 122 (4): 369-82.         [ Links ]

86. Franco R, Sánchez-Olea R, Reyes-Reyes EM, Panayiotidis MI. Environmental toxicity, oxidative stress and apoptosis: menage a trois. Mutat Res 2009; 674 (1): 3-22.         [ Links ]

87. Soltaninejad K, Abdollahi M. Current opinion on the science of organophosphate pesticides and toxic stress: a systematic review. Med Sci Monit 2009; 15 (3): 75-90.         [ Links ]

88. Roberts JM, Hubel CA. The two stage model of preeclampsia: variations on the theme. Placenta 2009; 30: Supl A: S32-7.         [ Links ]

89. Pathak R, Suke SG, Ahmed T, Ahmed RS, Tripathi AK, Guleria K, et al. Organochlorine pesticide residue levels and oxidative stress in preterm delivery cases. Hum Exp Toxicol 2010; 29 (5): 351-8        [ Links ]

90. Pathak, R, Mustafa MD, Ahmed T, Ahmed RS, Tripathi AK, Guleria, K. et al. . Intra uterine growth retardation: association with organochlorine pesticide residue levels and oxidative stress markers. Reprod Toxicol 2011; 31 (4): 534-39.         [ Links ]

91. Buss C, Poggi Davis E, Shahbaba B, Pruessner JC, Head K, Sandman CA. Maternal cortisol over the course of pregnancy and subsequent child amygdala and hippocampus volumes and affective problems. Proc Natl Acad Sci USA 2012; 109 (20): E1312-9.         [ Links ]

92. Androutsopoulos VP, Hernandez AF, Liesivuori J, Tsatsakis AM. A mechanistic overview of health associated effects of low levels of organochlorine and organophosphorous pesticides. Toxicology 2013; 307: 89-94.         [ Links ]

93. Asawasinsopon R, Prapamontol T, Prakobvitayakit O, Vaneesorn Y, Mangklabruks A, Hock B. The association between organochlorine and thyroid hormone levels in cord serum: a study from northern Thailand. Environ Int 2006; 32 (4): 554-9.         [ Links ]

94. Li C, Cheng Y, Tang Q, Lin S, Li Y, Hu X, et al. The association between prenatal exposure to organochlorine pesticides and thyroid hormone levels in newborns in Yancheng. China. Environ Res 2014; 129: 47-51.         [ Links ]

95. Jung EM, An BS, Yang H, Choi KC, Jeung EB. Biomarker genes for detecting estrogenic activity of endocrine disruptors via estrogen receptors. Int J Environ Res Public Health 2012; 9 (3): 698-711.         [ Links ]

96. Sandman C, Glynn L, Dunkel Schetter C, Wadhwa P, Garite T, Chicz-DeMet A, et al. Elevated maternal cortisol early in pregnancy predicts third trimester levels of placental corticotropin releasing hormone (CRH): Priming the placental clock. Peptides 2006; 27: 1457-63.         [ Links ]

97. Collotta M, Bertazzi PA, Bollati V. Epigenetics and pesticides. Toxicology 2013; 307: 35-41.         [ Links ]

98. Mostafalou S, Abdollahi M. Pesticides and human chronic diseases: evidences, mechanisms, and perspectives. Toxicol Appl Pharmacol 2013; 268 (2): 157-77.         [ Links ]

99. Aiassa D, Mañas F, Bosch B, Gentile N, Bernardi N, Gorla, N. Biomarcadores de daño genético en poblaciones humanas expuestas a plaguicidas. Acta Biol Colomb 2012, 17 (3): 485-510.         [ Links ]

100. Park SY, Choi J. Cytotoxicity, genotoxicity and ecotoxicity assay using human cell and environmental species for the screening of the risk from pollutant exposure. Environ Int 2007; 33: 817-22.         [ Links ]

101. Ortiz IC, Peláez CA, Orozco LY, Zuleta M. Interacciones genotóxicas de mutágenos en mezclas binarias mediante ensayo cometa alcalino en linfocitos humanos. Biomédica 2012; 32 (3): 437-48.         [ Links ]

102. Quintana M, Rovedatti MG, Santa Cruz S, Magnarelli GG. Environmental exposure to pesticides: a biomarker's preliminary study in umbilical cord blood. Biocell 2011; 35 (1): A83.         [ Links ]

103. Christensen Brock C, Marsit C J. Epigenomics in environmental health. Front Genet 2011; 2 (84): 1-10.         [ Links ]

104. Zama A M, Uzumcu M. Fetal and neonatal exposure to the endocrine disruptor methoxychlor causes epigenetic alterations in adult ovarian genes. Endocrinology 2009; 150 (10): 4681-91.         [ Links ]

105. Arai Y, Ohgane J, Yagi S, Ito R, Iwasaki Y, Saito K, et al. Epigenetic assessment of environmental chemicals detected in maternal peripheral and cord blood samples. J Reprod Dev 2011; 57(4): 507-17.         [ Links ]

106. Gascon M, Morales E, Sunyer J, Vrijheid M. Effects of persistent organic pollutants on the developing respiratory and immune systems: a systematic review. Environ Int 2013; 52: 51-65.         [ Links ]

107. Schaalan MF, Abdelraouf SM, Mohamed WA, Hassanein FS. Correlation between maternal milk and infant serum levels of chlorinated pesticides (CP) and the impact of elevated CP on bleeding tendency and immune status in some infants in Egypt. J Immunotoxicol 2012; 9 (1): 15-24.         [ Links ]

108. Dewailly E, Ayotte P, Bruneau S, Gingras S, Belles-Isles M, Roy R. Susceptibility to infections and immune status in Inuit infants exposed to organochlorines. Environ Health Perspect 2000; 108: 205-11.         [ Links ]

109. Glynn A, Thuvander A, Aune M, Johannisson A, Darnerud PO, Ronquist G, et al. Immune cell counts and risks of respiratory infections among infants exposed pre- and postnatally to organochlorine compounds: a prospective study. Environ Health 2008; 7, 62; doi:10.1186/1476-069X-7-62 [Online 4 December 2008].

110. Karmaus W, Brooks KR, Nebe T, Witten J, Obi-Osius N, Kruse H. Immune function biomarkers in children exposed to lead and organochlorine compounds: a cross-sectional study. Environ Health 2005; 4: 1-5.         [ Links ]

111. Bilrha H, Roy R, Wagner E, Belles-Isles M, Bailey JL, Ayotte P. Effects of gestational and lactational exposure to organochlorine compounds on cellular, humoral, and innate immunity in swine. Toxicol Sci 2004; 77: 41-50.         [ Links ]

112. Keelan J, Mitchell M. Placental cytokines and preeclampsia. Front Biosci 2007; 12: 2706-27.         [ Links ]

113. Hsiao EY, Patterson PH. Placental regulation of maternal- fetal interactions and brain development. Dev Neurobiol 2012; 72 (10): 1317-26.         [ Links ]

Recibido: 11 de agosto de 2014
Aceptado: 2 de diciembre de 2014