ARTÍCULOS ORIGINALES

Cuantificación de arsénico por inyeccion en flujo-generación de hidruros-espectrometría de abosorcion atómica (IF-GH-EAA) previa derivatzación con l-cisteína. Validación y comparación intermetodológica utilizando dos técnicas de referencia

Navoni, Julio A.^*; Olivera, Nancy M.; Villaamil Lepori, Edda C.

Cátedra de Toxicología y Química Legal, Facultad de Farmacia y Bioquímica-Universidad de Buenos Aires. Laboratorio de Asesoramiento Toxicológico Analítico (CENATOXA) Junín 956, 7º piso (1113) Buenos Aires, Argentina Tel/fax: 0054-11-4964-8283, 0054-11-4964-8284.

^* Autor a quien dirigir correspondencia: jnavoni@ffyb.uba.ar

Recibido: 26 de agosto de 2009
Aceptado: 11 de diciembre de 2009
Versión final recibida: 7 de diciembre de 2010

Resumen: La presencia de Arsénico (As) en aguas de consumo representa una problemática para la salud pública en muchas regiones del mundo, incluida la Argentina. La cuantificación de arsénico en agua de bebida y en orina se utiliza para evaluar la exposición a este contaminante. El presente trabajo tuvo como objetivo la validación metodológica de una técnica para la cuantificación de especies del As [AsV + AsIII + ácido monometilarsónico (MMA) + ácido dimetilarsínico (DMA)] por inyección en flujo-generación de hidruros-espectrometría de absorción atómica (IF-GH-EAA), previa derivatización con L-cisteína. Los resultados fueron comparados con los obtenidos utilizando dos metodologías de referencia, generación de hidruros-espectrometría de absorción atómica (GH-EAA) para muestras de aguas y orina, y cromatografía de alta resolución -generación de hidruros-espectrometría de absorción atómica (HPLC-GH-EAA) para muestras de orina. Además, se evaluó la selectividad de la cuantificación por IF-GH-EAA, en presencia de otras especies químicas del As, provenientes del consumo de alimentos producto de la pesca, a través de un ensayo biológico. Los niveles de As hallados en las muestras de agua y de orina utilizando las técnicas de referencia presentaron un rango de 6 a 176 μg/L y de 143 a 3312 μg/g de creatinina, respectivamente. Los coeficientes de Pearson resultantes de la comparación de los datos obtenidos por IF-GH-EAA, con los logrados por los métodos de referencia fueron r = 0,9976 y r = 0,9422, para agua y orina, respectivamente. Los resultados de la prueba biológica indicaron un mayor nivel de As, debido al consumo de alimentos producto de la pesca, cuando las muestras de orina fueron previamente mineralizadas (GH-EAA), con la consecuente sobreestimación del contenido de As proveniente del consumo de As inorgánico. Este aumento no se observó cuando éstas fueron analizadas por IF-GH-EAA. Los valores, encontrados utilizando IF-GH-EAA, resultaron comparables al nivel basal previo al consumo. Los resultados obtenidos indican que la metodología propuesta es una alternativa válida para evaluar la exposición a As inorgánico sin necesidad de utilizar prolongados pre-tratamientos, resultando más económica y rápida y evitando la sobreestimación por medición de otras especies del arsénico de bajo impacto toxicológico.

Palabras clave: Arsénico; L-cisteína; Generación de hidruros; Validación metodológica

Abstract: Arsenic quantitation by flow injection-hydride generation-atomicabsorption spectrometry (FI-HG-AAS) after l-cysteine derivatization. Validation and inter-methodological comparison using two reference techniques. The presence of arsenic (As) in drinking water is a public health concern in many regions of the world, including Argentina. Quantification of arsenic in drinking water and urine are used to assess exposure to this pollutant. This study aimed to validate a methodology for the quantification of As species [AsV + AsIII + acid monometilarsónico (MMA) + dimetilarsínico acid (DMA)] by flow injection-hydride generation-atomic absorption spectrometry (FI-HG-AAS), after derivatization with L-cysteine. The results were compared with those obtained using two methods of reference, hydride generation-atomic absorption spectrometry (HG-AAS) for water and urine samples, and high performance liquid chromatography-hydride generation-atomic absorption spectrometry (HPLC-HG-AAS) for urine samples. In addition, the selectivity of quantification by FI-HG-AAS in the presence of other chemical species of As, from fishery products intake, was evaluated through a biological assay. The As level found in water and urine samples, using the techniques of reference, showed a range from 6 to 176 μg/L and from 143 to 3312 μg/g creatinine, respectively. Pearson coefficients resulting from the comparison of data obtained by FI-HG-AAS with those achieved by the reference methods were r = 0.9976 and r = 0.9422 for water and urine, respectively. The results of the biological test showed a higher level of As, due to consumption of food fishery product, when urine samples were previously mineralized (HG-AAS), with consequent overestimation of the inorganic arsenic consumption. When these samples were analyzed by FI-HG-AAS this fact was not observed, and the values were comparable to baseline level prior to consumption. The results indicate that the proposed methodology is a valid alternative for assessing exposure to inorganic arsenic without the use of prolonged pre-treatment, resulting cheaper and faster, and avoiding the overestimation for measuring other arsenic species of low toxicology impact.

Keywords: Arsenic; L-cysteine; Hydride generation; Methodological validation

INTRODUCCIÓN

La exposición a arsénico inorgánico a través de la dieta puede provocar la aparición de múltiples efectos sobre la salud, conocidos como hidroarsenicismo crónico regional endémico (HACRE) (Bergoglio 1963; Biagini 1975). En la actualidad millones de personas están expuestas a concentraciones elevadas de As en el agua, consideradas perjudiciales para la salud (Caussy 2003; WHO 2004; Mukherjee y col. 2006). La cuantificación de As en muestras de agua y orina es una herramienta útil para evaluar exposición a este contaminante (Dang y col. 1999; Hinwood y col. 2002; Caceres y col. 2005; Chen y col. 2005; IPCS 2009). Existe una amplia gama de metodologías analíticas entre las cuales las de absorción, emisión y fluorescencia atómica son las más difundidas por su especificidad y sensibilidad (Gong y col. 2002).
En la bibliografía, se hallan descriptos numerosos procedimientos para la detección del As siendo los métodos por absorción atómica los más utilizados. Estas metodologías se realizan con diferentes variantes: atomización electrotérmica (horno de grafito) (Zhe-ming y col. 1996) y atomización por llama acoplada a generador de hidruros. Esta última presenta la mayor sensibilidad y versatilidad a fin de acoplar distintos procedimientos separativos que permiten cuantificar las especies del As presentes en la muestra (Burguera y Burguera 1997; Crecelius y Yager 1997; Guo y col. 1997; Muñoz y col. 1999; Samanta y col. 1999; Carrero y col. 2001; Michalke 2003).
La mayoría de las técnicas utilizadas en la actualidad para la determinación de As urinario requieren una mineralización previa de la muestra (Samanta y col. 1999). Este tratamiento provoca la destrucción total de la materia orgánica presente, llevando el total del As a su máximo estado de oxidación en su forma inorgánica. La presencia en la dieta de arsenobetaína (AsB) o de arsenocolina (AsC), especies de bajo impacto toxicológico presentes en alimentos producto de la pesca, puede llevar a sobredimensionar el contenido de arsénico cuando se utiliza un procedimiento de mineralización exhaustivo como lo es en el caso de la cuantificación por GH-EAA (Muñoz y col. 2002). En estos casos, para una correcta interpretación del resultado, es necesario contar con información acerca de los hábitos alimenticios del paciente tres días previos a la toma de muestra (Suzuki y col. 2002).
Otra variante son las técnicas de especiación, que consisten en el acoplamiento de un sistema separativo al sistema de detección, lo cual permite cuantificar en forma aislada, las distintas especies químicas que se forman por el metabolismo del As inorgánico, como así también la presencia de otras especies arsenicales como la AsB y la AsC (Burguera y Burguera 1997; Crecelius y Jager 1997).
Otras metodologías son capaces de cuantificar conjuntamente el As inorgánico y los productos del metabolismo de éste: el ácido monometilarsónico (MMA) y el ácido dimetilarsínico (DMA), que en este trabajo denominaremos As_L-Cys (As_L-Cys = As^V+ As^III+MMA+DMA) (Guo y col. 1997; Carrero y col. 2001).
Estos procedimientos se basan en una derivatización selectiva de las especies antes nombradas, y no fueron lo suficientemente difundidos como métodos alternativos para la valoración de la exposición a As, en gran medida, por el advenimiento de las técnicas de especiación.
En un trabajo previo realizado por este grupo de investigación, se demostró in vitro las bondades del proceso de cuantificar As_L-Cys por el método propuesto de IF-GH-EAA (Navoni y col. 2009).
El objetivo de este trabajo fue evaluar la técnica validada, a través de la comparación intermetodológica entre los resultados obtenidos en la cuantificación de As en muestras reales de agua y orina por IF-GH-EAA con los obtenidos a través de dos metodologías de referencia GH-EAA, y HPLC-GH-EAA. Además, se estudió la selectividad del proceso, en caso de posibles sobreestimaciones por cuantificación de las especies de bajo impacto toxicológico (consumo de productos de la pesca), a través de un ensayo biológico.

MATERIALES Y MÉTODOS

Reactivos
Todas las drogas sólidas y líquidas usadas fueron de grado analítico. El MMA fue provisto por Chem Service, EEUU. El DMA fue provisto por Sigma, EEUU. Los estándares de As^III y As^V junto con el ácido clorhídrico, el tetrahidroborato de sodio, la L-cisteína, el ácido nítrico, el ácido ascórbico, el yoduro de potasio, el óxido de magnesio, el nitrato de magnesio y el hidróxido de sodio, fueron provistos por Merck Química Argentina. El fosfato monobásico de amonio fue provisto por Baker Analized, EEUU. El nitrógeno, el aire y el acetileno fueron de calidad ultrapura provistos por INDURA S.A, Argentina. Para todos los procesos se empleó agua desionizada (18,2 MW cm).

Equipamiento
La cuantificación de As total (AsT) fue realizada por GH-EAA usando un espectrómetro de absorción atómica (EAA) (modelo AA 475, Varian ®) equipado con un generador de hidruros (GH) (VGA77, Varian®) y una celda de cuarzo calentada por llama aire/acetileno a 900ºC. La determinación de As_L-Cys fue realizada por IF-GH-EAA acoplando un sistema de inyección manual (Reodyne 7125) al equipo antes mencionado.
La determinación de As a través de la cuantificación de especies As^V, As^III, MMA y DMA (AsS) fue realizada por cromatografía de alta performance- generación de hidruros-espectrometría de absorción atómica HPLC-GH-EAA. El proceso cromatográfico fue realizado utilizando una bomba cuaternaria P4000 y un sistema de inyección automático AS3000 (Thermoseparation Products®) acoplado al sistema señalado de GH-EAA descripto previamente.
Otros equipamientos utilizados incluyeron: baño seco (PC3025, FAC, Argentina); Horno mufla (Indef 271, Argentina).

Muestras
Las muestras de orina utilizadas en este trabajo provinieron de Monte Quemado, Dpto. Copo, Santiago del Estero (GPS: 25° 48′ 60″ S, 62° 52′ 00″ O), zona endémica de hidroarsenicismo (Navoni y col. 2006; Navoni y col. 2007). Los participantes fueron entrevistados con el objeto de recabar información acerca de sus hábitos alimentarios, constatándose la ausencia de consumo de alimentos producto de la pesca dentro de la semana previa a la recolección de la muestra. Las muestras de agua procedieron en su totalidad de fuentes para consumo humano provenientes de distintas zonas de la provincia de Buenos Aires y fueron recolectadas siguiendo el protocolo estandarizado de toma de muestra para la cuantificación de As (Department of Ecology 1996). La precisión y veracidad fueron evaluadas mediante la utilización de muestras de orina fortificadas con arsénico, preparadas por agregado de AsV a una orina blanco (AsT = 8 μg/L) a fin de obtener una concentración teórica final de 25 μg/L. Se procedió de igual manera para agua por agregado de As^V a una muestra de agua de consumo (AsT = 2 μg/L) a fin de obtener una concentración teórica final de 50 μg/L. Los resultados de imprecisión fueron expresados como: coeficiente de variación porcentual (CV%) y los de veracidad como sesgo. Además, se evaluó la exactitud del proceso, mediante el análisis de materiales de referencia certificados (MRC), EP-H-2, EnviroMAT y Biorad nivel 2, Lyphochek® para agua y orina respectivamente.

Ensayo biológico
Para verificar la selectividad de la metodología propuesta, se realizó una prueba biológica cuantificando As por GH-EAA, y por IF-GHEAA en muestras de orina de personas clínicamente sanas, previo y posteriormente al consumo de alimentos producto de la pesca. A tal efecto 4 voluntarios, quienes consumen agua potable con un valor medio de As en el agua de 2 μg/L (agua de red de Capital Federal) ingirieron una única porción de 150 gr de merluza cocinada convencionalmente. Se recolectaron muestras de orina antes y a las 12, 24, 48 y 72 hs posteriores al consumo. Todas las muestras de orina fueron mantenidas a -20 ºC hasta el momento de su análisis.

Procedimientos
Determinación de AsT por GH-EAA
El análisis en orina y agua fue realizado, a través del método descripto por Muñoz y col. (2002) modificado. Brevemente, las muestras de orina (10 mL) fueron tratadas con 3,0 mL de una suspensión de agente de mineralización [Mg(NO₃)₂ 20% p/v + MgO 2% p/v, y 10 mL de NO₃H concentrado]. La mezcla fue llevada a sequedad en una manta térmica para luego ser tratada a mayor temperatura (450ºC) en una mufla, por un lapso de 12 horas. Las cenizas blancas obtenidas luego de este tratamiento fueron disueltas en 5 mL de HCl 6 M. Las muestras de agua de consumo fueron directamente tratadas colocando 2,5 mL de la muestra a las que se le adicionaron 2,5 mL de HCl concentrado a fin de lograr una concentración final de HCl 6 M. Las muestras fueron pre-reducidas por agregado de 5 mL de solución reductora [IK 5% p/v y ácido ascórbico 5% p/v]. La cuantificación se realizó interpolando en una curva de calibración externa, de soluciones con concentraciones crecientes de AsV, las que fueron tratadas de igual manera que las muestras. La mezcla resultante fue mantenida por 30 minutos a temperatura ambiente a fin de permitir la completa conversión del arsénico inorgánico a su forma trivalente. La solución fue llevada a un volumen final de 25 mL en matraz aforado con HCl 6 M. Las condiciones optimizadas de generación de arsinas para la cuantificación de AsT fueron: NaBH₄ 0,7% p/v en NaOH 0,5% p/v, a un flujo de 1 ml/min; HCl 6 M, a un flujo de 1 ml/ min. La velocidad de ingreso de la muestra/ estándares en el generador de hidruros fue de 5 ml/min. La lectura se logró haciendo reaccionar muestra y reactivos, al flujo previamente indicado, por un tiempo de 40 segundos, con el objeto de garantizar que la generación de arsinas alcance un máximo estable en el cual la medición fuese realizada. Las condiciones de lectura para el equipo de espectrometría de absorción atómica fueron: longitud de onda 193,7 nm; apertura de rendija de 0,5 nm; fuente de energía lámpara de cátodo hueco con una intensidad de corriente de 6 mA; temperatura de celda 900°C. Las características analíticas del método fueron: límite de detección: 0,3 μg/L para agua y de 0,6 μg/L para orina.

Determinación de As_L-Cys por IF-GH-EAA
El análisis en muestras orina y agua fue realizado utilizando la metodología desarrollada y validada previamente (Navoni y col. 2009). Las muestras (0,5 mL) fueron derivatizadas por agregado de 0,5 mL de una solución de L-cisteína al 4% p/v en HCl 0,03 M. La cuantificación se realizó mediante curva de calibración externa de AsV en medio acuoso. Las condiciones optimizadas de generación de arsinas para la cuantificación fueron: NaBH4 1% p/v en NaOH 0,05% p/v, a un flujo de 1 mL/min; HCl 0,4% v/v, a un flujo de 1 mL/ min. Las condiciones instrumentales del espectrómetro de absorción atómica fueron las descriptas previamente. Tanto las muestras como los testigos (200 μL) fueron inyectados en flujo. Las señales obtenidas fueron colectadas y analizadas utilizando el software Chromquest Chromatographic Work Station (Thermoquest Products). Las características analíticas del método fueron: límite de detección: 2 μg/L para agua y de 3 μg/L para orina.

Determinación de especies arsenicales As^V, As^III, MMA y DMA (AsS ) en muestras de orina por HPLC-GH-EAA
La cuantificación de las especies arsenicales en las muestras de orina fue realizada siguiendo el procedimiento descripto y optimizado por Vélez y col. (1996). Se tomaron 100 μL de orina, previamente filtrada utilizando filtros de 0,45 μm, y se inyectaron en el cromatógrafo. El sistema cromatográfico estuvo provisto de una columna de intercambio aniónico Hamilton PRP X100 Phenomenex® de 250 x 4,1 mm y 10 μm de tamaño de partícula. Las fases móviles utilizadas fueron soluciones de NH4H2PO4 1 mM (buffer A) y 20 mM (buffer B) a pH 5,75. El tiempo de corrida fue de 15 min. Las condiciones de generación de hidruros fueron: NaBH₄ 1,5% p/v en NaOH 0,5% p/v, a un flujo de 1 ml/min; HCl 1,5 M, a un flujo de 1 mL/min. Las condiciones instrumentales del espectrómetro de absorción atómica fueron las descriptas previamente. Las señales cromatográficas fueron colectadas a través del acoplamiento del espectrómetro con el equipo de HPLC. Se utilizó el software Chromquest Chromatographic work station (Thermoquest products) para la recolección y el análisis de los datos. Las características analíticas del método para la cuantificación de especies inorgánicas (AsIII y AsV), MMA y DMA fueron: límite de detección: 10,0 μg/L en todos los casos. La exactitud del proceso fue evaluada a través de la cuantificación de las soluciones stock de las distintas especies utilizadas, mediante el procedimiento descripto para As total por GH-EAA.

Determinación de creatinina urinaria
Los niveles de As urinario fueron corregidos de acuerdo a la concentración de creatinina de cada muestra. La determinación de creatinina fue realizada usando el método de Jaffé utilizando un kit comercial WIENER LAB®.

Estadísticos
La comparación intermetodológica fue realizada utilizando la prueba t para muestras pareadas. La correlación intermetodológica fue realizada utilizando el coeficiente de correlación de Pearson.

RESULTADOS Y DISCUSIÓN

Todas las metodologías utilizadas en este trabajo fueron desarrolladas y validadas previamente, teniendo en cuenta los requerimientos básicos de validación (FDA 2001; Official Journal of the European Union 2002; Thompson y col. 2002). Las características analíticas del método IF-GH-EAA, para determinar AsL-Cys permitieron la cuantificación de As en agua y orina ratificando las observaciones descriptas previamente (Guo y col. 1997; Carrero y col. 2001; Navoni y col. 2009). El rango dinámico de trabajo fue significativamente superior para la metodología propuesta comparado con el definido para GH-EAA (Tabla 1). Los límites de detección y cuantificación para IF-GH-EAA fueron superiores comparados con los obtenidos por GH-EAA (Tabla 2). No obstante, éstos fueron lo suficientemente bajos para cuantificar concentraciones de As, de acuerdo a los niveles vigentes en el Código Alimentario Argentino (CAA 2010) para muestras de aguas de consumo, y para muestras de orina, en concentraciones consideradas sin riesgo para la salud humana (ACGIH 2001). La precisión y la exactitud, en la cuantificación de As por IFGH- EAA y GH-EAA, fueron evaluadas mediante la cuantificación de AsL-Cys y AsT respectivamente en muestras fortificadas de agua y orina. Las concentraciones teóricas finales de las muestras fortificadas fueron seleccionadas considerando para agua la concentración de 50 μg/L (valor máximo aceptado por el CAA hasta abril de 2010) y para muestras de orina una concentración teórica de 25 μg/L considerando el valor de referencia para población no expuesta laboralmente (Navoni y col. 2004). La Tabla 3 describe los resultados obtenidos en análisis independientes sobre dichas muestras. Los resultados obtenidos de AsL-Cys por IF-GH-EAA fueron similares a los obtenidos utilizando la técnica de referencia GH-EAA. En todos los casos la imprecisión fue menor al 10%.

Tabla 1. Parámetros de las curvas de calibración para cuantificar AsT y As_L-Cys por GH-EAA y IF-GH-EAA, respectivamente

Datos obtenidos a partir de 5 curvas de calibración preparadas y procesadas independientemente. Resultados expresados como promedio ± desvío estándar (DE). El análisis de datos fue realizado para AsT en función absorbancia y As_L-Cys en funciónárea de pico.

Tabla 2. Límites de detección (LD) y cuantificación (LC) para cuantificar AsT y As_L-Cys en cada matriz estudiada

Tabla 3. Precisión y exactitud en la cuantificación de AsT y As_L-Cys en muestra de agua y orina fortificadas con As^V

Datos obtenidos a partir de determinaciones independientes.

La dispersión de los resultados indicó que ambas metodologías presentan una variabilidad comparable. La cuantificación en muestras de agua presentó una imprecisión al menos dos veces inferior a la encontrada al analizar muestras de orina, indicando un posible efecto matricial. La inexactitud fue, en todos los casos, menor al 5%. Los MCR fueron seleccionados considerando niveles de alta exposición. En la Tabla 4 se describen los resultados establecidos en el análisis de dichos materiales. Los resultados encontrados utilizando los métodos IF-GH-EAA y GH-EAA no mostraron diferencias significativas con los declarados por el fabricante.

Tabla 4. Análisis de materiales de referencia (veracidad) en la cuantificación de AsT y As_L-Cys

Los resultados descriptos fueron obtenidos a partir de 6 determinaciones independientes.

Se realizó el análisis de correlación de resultados obtenidos en muestras de agua y orina (Figura 1). Los niveles de AsT en muestras de agua cubrieron un rango de concentraciones de 6 a 176 μg/L. Estos datos fueron correlacionados con los de As_L-Cys, presentando una correlación significativa (P<0,0001) (Figura 1A). Un análisis similar fue realizado en muestras de orina considerando los valores obtenidos de AsS, con los encontrados de As_L-Cys (Figura 1B). Los valores de AsS presentaron una correlación significativa (P<0,0001) respecto a los de AsL-Cys.

Figura 1. Correlación de los niveles de As_LCys obtenidos por IF-GH-EAA con los obtenidos por GH-EAA (agua) (A) y HPLC-GH-EAA (orina) (B), respectivamente.

La variabilidad promedio en la recuperación, considerando los valores obtenidos por las técnicas de referencia, fue superior en muestras de orina que en muestras de agua: (CV%) 18 vs 9, respectivamente. El efecto matricial concuerda con las observaciones presentadas previamente (Tabla 5).

Tabla 5. Comparación de los resultados obtenidos por IF-GH-EAA con los logrados utilizando las técnicas de referencia GH-EAA y HPLC-GH-EAA en agua y orina respectivamente. Los resultados se expresaron como recuperación porcentual (Rec %).

A través del ensayo biológico se estudió la posibilidad de que otras especies arsenicales, presentes en la orina luego del consumo de alimentos de origen marino, puedan generar algún tipo de aporte a la medición de As_L-Cys.Las muestras de orina fueron analizadas a fin de determinar el AsT y el As_L-Cys presente. Luego del consumo de alimentos producto de la pesca, se observó un incremento significativo en los niveles de AsT, que superó, en promedio, 6 veces el contenido basal de éste, observándose un máximo a las 12 horas post ingesta (Figura 2). El proceso de mineralización fue lo suficientemente drástico para destruir la materia orgánica liberando el arsénico presente, generando así una mayor señal espectral. De acuerdo a esta experiencia, se pudo establecer un requerimiento mínimo de tres días de abstinencia de consumo de alimentos pesqueros, previo a la recolección de muestras de orina en el caso que se utilice la técnica de AsT para la cuantificación de arsénico, ratificando las observaciones realizada por otros autores (Carrero y col. 2001). El contenido de As_L-Cys fue comparable en todas las muestras, independientemente del momento de recolección, y comparables con el valor basal previo al consumo. Estas observaciones demuestran la mayor selectividad que presenta la cuantificación por IF-GH-EAA, en comparación a la técnica de referencia GH-EAA. El entorno químico en muestras de agua (pH, solutos disueltos, iones en elevadas concentraciones tales como Fe, Cu, Co, Mo, Cd y Zn) puede alterar el proceso de generación de arsinas impactando en el resultado con la consecuente subestimación del valor real de arsénico presente (Chen y col. 1992). Los resultados comparables observados en el análisis de muestras reales indican la utilidad del método IF-GH-EAA.

Figura 2. Niveles medios de arsénico urinario luego del consumo de productos de la pesca. AsT y As_L-Cys en muestras de orina de cuatro individuos clínicamente sanos antes de la ingesta de 150 g de merluza (0hs) y a 12, 24, 48 y 72 horas post ingesta. Las barras de error muestran un desvío estándar.

La comparación de los datos obtenidos por especiación con los de AsL-Cys de muestras de orina provenientes de personas expuestas al As inorgánico, demuestra la selectividad para la cuantificación de As proveniente del consumo de arsénico inorgánico, observación ratificada en el ensayo biológico. Otros aspectos a tener en cuenta son el tiempo necesario para el procesamiento y el costo de los insumos y reactivos necesarios. Comparativamente, el método IF-GH-EAA presenta un tiempo de procesamiento significativamente menor, asociado a esto ofrece una reducción en el costo, por la menor cantidad de insumos y reactivos requeridos. Estas observaciones suman valor agregado a la implementación de esta metodología.

CONCLUSIÓN

Los resultados obtenidos indican que el método IF-GH-EAA presenta una performance analítica útil para la cuantificación de As inorgánico y sus metabolitos en muestras de agua y orina en forma específica, rápida y a menor costo, sin la posibilidad de sobreestimar el nivel de As total en muestras de orina por consumo de alimentos producto de la pesca que contengan especies arsenicales de bajo impacto toxicológico.

Bibliografia citada

1. American Conference of Governmental Industrial Hygienists (ACGIH). Threshold Limit Values (TLVs) for Chemical Substances and Physical Agents and Biological Exposure Indices (BEIs). Cincinatti, Ohio: ACGIH, 2001.         [ Links ]

2. Bergoglio R. M. Mortalidad por cáncer y tumores malignos en zonas de aguas arsenicales de la provincia de Córdoba. Actas finales, V Congreso Íbero-Latino-Americano de Dermatología.1963;1111.         [ Links ]

3. Biagini R.E. Hidroarsenicismo crónico en la república Argentina. Med Cut I.L.A. 1975; (6):423-432.         [ Links ]

4. Burguera M., Burguera J.L. Analytical methodology for speciation of arsenic in environmental and biological samples. 1997;44(9):1581-1604.         [ Links ]

5. Caceres D.D., Pino P., Montesinos N., Atalah E., Amigo H., Loomis D. Exposure to inorganic arsenic in drinking water and total urinary arsenic concentration in a Chilean population. Environ Research. 2005;98(2):151-159.         [ Links ]

6. Carrero P., Malave A., Burguera J.L., Burguera M., Rondon, C. Determination of various arsenic species by flow injection hydride generation atomic absorption spectrometry: Investigation of the effects of the acid concentration of different reaction media on the generation of arsines. Analytica Chimica Acta. 2001;438(1):195-204.         [ Links ]

7. Caussy D. Case studies of the impact of understanding bioavailability: arsenic. Ecotoxicol Environ Safety. 2003;56(1):164-173.         [ Links ]

8. Chen H., Brindle I., Le X.C. Prereduction of arsenic(V) to arsenic(III), enhancement of the signal, and reduction of interferences by L-cysteine in the determination of arsenic by hydride generation. Anal Chem. 1992;64(6):667-672.         [ Links ]

9. Chen J.C., Hsu L.I., Wang C.H., Shih W.L., Hsu Y.H., Tseng M.P., Lin Y.C., Chou W.L., Chen C.Y., Lee C.Y., Wang L.H., Cheng Y.C., Chen C.L., Chen S.Y., Wang Y.H., Husueh Y.M., Chiou H.Y., Wu M.M. Biomarkers of exposure, effect, and susceptibility of arsenic-induced health hazards in Taiwan. Toxicology and Applied Pharmacology. 2005;206(2):198-206.         [ Links ]

10. Código Alimentario Argentino (CAA). Bebidas hídricas, Agua y Agua gasificadas. [Actualizado a abril 2010, consulta 7 de mayo 2010]. Disponible en: http//www.anmat.gov.ar/codigoa/ capitulo XII.pdf.         [ Links ]

11. Crecelius E., Yager J. Intercomparison of Analytical Methods for Arsenic Speciation in Human Urine. Environ Health Perspec. 1997;105(6):650-653.         [ Links ]

12. Dang T.M.N., Tran Q.T., Vu K.V. Determination of arsenic in urine by atomic absorption spectrophotometry for biological monitoring of occupational exposure to arsenic. Toxicology Letters.1999;108(2-3):179-183.         [ Links ]

13. Department of Ecology, State of Washington [en línea]. Method 1669. Sampling Ambient Water for Trace Metals at EPA Water Quality Criteria Levels.1996 [consulta agosto de 2008]. Department of Ecology, State of Washington. Disponible en: http://www.ecy.wa.gov/ programs/wq/wastewater/method_1669.pdf.         [ Links ]

14. Food and Drug Administration (FDA) [en línea]. Guidance for Industry. Bionalytical Method Validation. 2001. [actualizado al 11 de abril de 2010;consulta 27 de abril de 2010]. U.S. Deparment of Health and Human Services Food and Drug Administration Center for Drug Evaluation and Research (CDER) Center Veterinary Medicine (CVM). Disponible en: http://www.fda.gov/downloads/Drugs/GuidanceComplianceRegulatoryInformation/Guidances/UCM070107.pdf.         [ Links ]

15. Gong Z., Lu X., Ma M., Watt C., Le C. Arsenic speciation analysis. Talanta. 2002;58(1):77-96.         [ Links ]

16. Guo T., Baasner J., Tsalev D.L. Fast automated determination of toxicologically relevant arsenic in urine by flow injection-hydride generation atomic absorption spectrometry. Analytica Chimica Acta. 1997;349(1-3):313-318.         [ Links ]

17. Hinwood A.L., Sim M. R., de Klerk N., Drummer O., Gerostamoulos J., Bastone E.B. Are 24-Hour Urine Samples and Creatinine Adjustment Required for Analysis of Inorganic Arsenic in Urine in Population Studies? Environmental Research. 2002;88(3):219-224.         [ Links ]

18. International Programme on Chemical Safety (IPCS) [en línea]. Environmental Health criteria 224: Arsenic and Arsenic Compounds. [actualizado al 30 de noviembre de 2004; consulta 10 de junio de 2009]. WHO. Disponible en: http//www.int/ipcs/publications/ehc_224/en/         [ Links ]

19. Lindberg A.L., Ekstrom E.C., Nermell B., Rahman M., Lonnerdal B., Persson L., Vahter M. Gender and age differences in the metabolism of inorganic arsenic in a highly exposed population in Bangladesh. Environ Res. 2008;106:110-120.         [ Links ]

20. Meza M. M., Yu L., Rodriguez Y.Y., Guild M., Thompson D., Gandolfi A.J., Klimecki W.T. Developmentally restricted genetic determinants of human arsenic metabolism: association between urinary methylated arsenic and CYT19 polymorphisms in children. Environ Health Perspec. 2005;113(6):775-781.         [ Links ]

21. Michalke B. Element speciation definitions, analytical methodology and some examples. Ecotoxicology and Environmental Safety. 2003;56(1):122-139.         [ Links ]

22. Miller J.C., Miller J.N. Errores en análisis instrumental; regresión y correlación. En: Estadística para química analítica. Wilmington, Delaware, EEUU: Addison-Wesley Iberoamericana; 1993. p. 87-121.         [ Links ]

23. Mukherjee A., Sengupta M.K., Hossain M.A., Ahamed S., Das B., Nayak B., Lodh D., Rahman M., Chakraborti D. Arsenic contamination in groundwater: A global perspectives with emphasis on the Asian scenario. J Health Popul Nut. 2006;24(2):143-163.         [ Links ]

24. Muñoz O., Díaz O.P., Leyton I., Núñez N., Devesa V., Súñer M.A., Vélez D., Montoro R. Vegetables collected in the cultivated Andean area of nothern Chile: total and inorganic arsenic contents in raw vegetables. J Agric Food Chem. 2002;50(3):642-647.         [ Links ]

25. Muñoz O., Vélez D., Montoro R. Optimization of the solubilization, extraction and determination of inorganic arsenic (AsIII+AsV) in seafood products by acid digestion, solvent extraction and hydride generation atomic absorption spectrometry. Analyst. 1999;124(4):601-607         [ Links ]

26. Navoni J., El Kassisse Y., Piñeiro A., Sosa G.,Pandolfo M.,Kuprewicz A.,López C.,Villaamil Lepori E.,Roses O. Valores de referencia de Arsénico total urinario en poblaciones no expuestas profesionalmente en el Área metropolitana de Buenos Aires. Acta Toxicol Argent. 2004;12(Supl.):19.         [ Links ]

27. Navoni J.A., González Cid M., Olivera M., Tschambler J., Bovi Mitre G., Larripa I., Villaamil Lepori E. Daño al ADN asociado al contenido de arsénico urinario en una población de jóvenes expuesta al arsénico por el agua de bebida. Acta Toxicol Argent. 2006;14(Supl):48-51.23         [ Links ]

28. Navoni J.A., Olivera M., Garcia S.I., Villaamil Lepori E. Evaluación de riesgo por ingesta de arsénico inorgánico en poblaciones de zonas endémicas argentinas. La Alimentación Latinoamericana. 2007;270:66-70.         [ Links ]

29. Navoni J.A., Olivera N.M., Villaamil Lepori E.C. Optimización y validación metodológica de la cuantificación de arsénico por inyección en flujo-generación de hidruros-espectrometría de absorción atómica (IF-GH-EAA) previa derivatización con L-cisteína. Acta Toxicol Argent. 2009;17(2):48-54.         [ Links ]

30. Official Journal of the European Union [en línea] Commission decision of 12 August 2002 implementing Council Directive 96/23/ EC concerning the performance of analytical methods and the interpretation of results [actualizado al 7 de abril de 2009, consulta 15 de junio de 2009]. Official Journal of the European Union. Disponible en: http://eurlex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=OJ:L:2002:221:0008:0036:EN:PDF.         [ Links ]

31. Samanta G., Chowdhury T., Mandal B., Biswas B., Chowdhury U., Basu G., Chanda C., Lodh D., Chakraborti D. Flow Injection Hydride Generation Atomic Absorption Spectrometry for Determination of Arsenic in Water and Biological Samples from Arsenic-Affected Districts of West Bengal, India and Bangladesh. Microchemical Journal. 1999;62(1):174-191.         [ Links ]

32. Schawicke Engstrom K., Broberg K., Concha G., Nermell B., Warholm M., Vahter M. Genetic polymorphisms influencing arsenic metabolism: evidence from Argentina. Environ Health Perspec. 2007;115(4):599-605.         [ Links ]

33. Suzuki K.T., Mandal B.K., Ogra Y. Speciation of arsenic in body fluids. Talanta. 2002;58(1):111-119.         [ Links ]

34. Thompson M., Ellison S.L.R., Wood R. Harmonized guidelines for single-laboratory validation of methods of analysis. International Union of Pure and Applied Chemistry (IUPAC Technical Report). Pure Appl Chem. 2002;74(5):835-855.         [ Links ]

35. Vélez D., Ybañez N., Montoro R. Optimization of the extraction and determination of monomethylarsonic and dimethylarsinic acids in seafood products by coupling liquid chromatography with hydride generation atomic absorption spectrometry. Journal of Analytical Atomic Spectrometry. 1996;11(4):271-277.         [ Links ]

36. World Health Organization (WHO). Guidelines for Drinking-Water Quality, Vol. 1. Recommendations. Third Edition. Geneva:WHO, 2004.         [ Links ]

37. Zhe-ming N., Zhu R., Mei L. Minimization of phosphate interference in the direct determination of arsenic in urine by electrothermal atomic absorption spectrometry.         [ Links ]