Chillán y Valdivia - Tesis Electrónicas UACh

Universidad Austral de Chile
Facultad de Ciencias Agrarias
Escuela de Ingeniería en Alimentos
Comparación del consumo de alimentos e
ingesta de metales pesados de poblaciones de
Chile (Chillán y Valdivia)
Memoria presentada como parte de los
requisitos para optar al título de
Ingeniero en Alimentos
Loreana María Moreno Beneventi
Valdivia – Chile
2013
i
INDICE DE MATERIAS
Capítulo
Página
RESUMEN
1
SUMMARY
2
1
INTRODUCCIÓN
3
2
REVISIÓN BIBLIOGRÁFICA
5
2.1
Toxicología alimentaria
5
2.1.1
Ingesta Diaria Admisible (IDA) e Ingesta Diaria Tolerable (IDT)
5
2.1.2
Ingesta Semanal Tolerable Provisional (ISTP)
6
2.2
Arsénico (As)
6
2.2.1
Distribución terrestre del arsénico y sus niveles ambientales
8
2.2.2
Metabolismo y eliminación del arsénico y efectos en la salud
10
2.2.3
Límites internacionales de ingesta para arsénico
11
2.2.4
Situación del arsénico en Chile
12
2.2.5
Contenido en alimentos e ingesta dietética del arsénico
15
2.3
Mercurio (Hg)
16
2.3.1
Características físicas y químicas del mercurio y sus formas de
17
presentación
2.3.2
Fuentes de origen del mercurio
19
ii
2.3.3
Toxicocinética y toxicidad del mercurio
23
2.3.4
Límites internacionales y nacionales de concentración de mercurio
28
en alimentos
2.3.5
Ingestas dietéticas y presencia en los alimentos de mercurio
30
2.4
Estudio de Dieta Total
31
2.4.1
Actualidad en la investigación de contaminantes
32
2.4.2
Tipos de Estudio de Dieta Total
33
3
MATERIAL Y MÉTODO
36
3.1
Estudio de Dieta Total aplicada a las poblaciones de Chillán y
36
Valdivia
3.1.1
Obtención de datos de consumo
38
3.1.2
Número de encuestas a realizar
38
3.2
Metodología
40
3.2.1
Tratamiento del material de laboratorio
40
3.2.2
Adquisición y preparación de las muestras
40
3.2.3
Determinación y cuantificación de arsénico
41
3.2.4
Determinación de la ingesta total de arsénico
42
3.3
Determinación y cuantificación de mercurio
42
3.4
Validación de la metodología
43
4
PRESENTACIÓN Y DISCUSIÓN DE RESULTADOS
45
iii
4.1
Análisis de datos de consumo del Estudio de Dieta Total en las
45
ciudades de Chillán y Valdivia
4.2
Estudios de Dieta Total en Chile y otros países del mundo
50
4.3
Concentraciones de arsénico inorgánico
54
4.4
Estimación de la ingesta de arsénico
55
4.5
Concentración de mercurio en las poblaciones de Chillán y Valdivia
59
4.6
Estimación de la ingesta de mercurio
60
4.7
Comparación de la ingesta de mercurio en distintos países
63
4.8
Análisis comparativo de correlaciones, en el Estudio de Dieta Total
65
de la población de Chillán y Valdivia
5
CONCLUSIONES
72
6
BIBLIOGRAFÍA
73
ANEXOS
84
iv
INDICE DE CUADROS
Cuadro
1
Página
Datos de mortalidad por cáncer de vejiga y pulmón en Chile y en
14
algunas regiones
2
Límites de concentración para mercurio total
en alimentos,
28
en
alimentos,
28
Ingesta Semanal Tolerable Provisional (ISTP) de mercurio según
29
recomendados por Codex Alimentarius
3
Límites
de
concentración
para
metilmercurio
recomendados por Codex Alimentarius
4
Comisión FAO/OMS
5
Límites máximos de contenido de mercurio para distintos productos
según Reglamento Sanitario de los Alimentos
30
v
INDICE DE FIGURAS
Página
Figura
1
Efectos del arsénico. a) Hiperqueratosis punctata a nivel palmar e un
11
joven de 14 años. b) Hipermelanosis en gota de lluvia en un niño de
año y medio. c) Pápulas verrucosas en el dorso de las manos de una
paciente femenina de aproximadamente 25 años
2
Imágenes de la enfermedad de Minamata. A. Fotografías expuestas en
24
el Museo de la Enfermedad de Minamata en Japón. B. Sobrevivientes
de la enfermedad invitados al Congreso Mundial sobre el mercurio,
Minamata, 2001
3
Manifestaciones cutáneas del contacto con mercurio. A. Pulpitis de
27
contacto por mercurocromo (mercromia). B. Eccema de contacto
agudo en antebrazo por mercurocromo
4
Esquema de Estudio de Dieta Total, aplicado a las poblaciones de
37
Chillán y Valdivia
5
Grupos de alimentos consumidos por los habitantes de Chillán y
46
Valdivia
6
Diferencia de consumo de los grupos de alimentos en los habitantes
47
de Chillán y Valdivia
7
Comparación de consumo en las poblaciones de Valdivia y Chillán
48
8
Comparación de alimentos consumidos, por grupo, por las poblaciones
48
de Chillán, Valdivia y Santiago
9
Comparación consumo de alimentos de Chile y países del mundo
50
10
Concentraciones de arsénico total en los distintos grupos de alimentos
53
vi
en las poblaciones de Chillán y Valdivia
11
Concentración de arsénico inorgánico en los distintos grupos de
55
alimentos en las poblaciones de Chillán y Valdivia
12
Ingesta de arsénico total (µg/persona/día) en las ciudades de Chillán y
56
Valdivia, para cada grupo de alimento
13
Ingesta de arsénico inorgánico (µg/persona/día) en las ciudades de
57
Chillán y Valdivia, para cada grupo de alimento
14
Concentración de mercurio en los distintos grupos de alimentos en las
59
poblaciones de Chillán y Valdivia
15
Ingesta de mercurio (µg/persona/día) en las ciudades de Chillán y
61
Valdivia, para cada grupo de alimento
16
Comparación de consumo en las poblaciones de Chillán y Valdivia
65
17
Concentración de mercurio en los distintos grupos de alimentos en las
66
poblaciones de Chillán y Valdivia
18
Comparación de ingestas de arsénico total entre Chillán y Valdivia
67
19
Comparación de concentración de arsénico inorgánico entre Chillán y
68
Valdivia
20
Comparación de ingestas de arsénico inorgánico entre Chillán y
69
Valdivia
21
Comparación de concentración de mercurio entre Chillán y Valdivia
70
22
Comparación de ingesta de mercurio entre Chillán y Valdivia
71
vii
INDICE DE ANEXOS
Anexo
Página
1
Carta de consentimiento informado
85
2
Encuesta nutricional recordatoria de 24 horas, utilizada en las
87
ciudades de Chillán y Valdivia
3
Consumo de alimentos/persona/día (g) calculado tomando como
94
referencia una persona de 69 kg. de peso
4
Concentración de arsénico total en los distintos grupos de alimentos
103
en las poblaciones de Chillán y Valdivia
5
Concentración de arsénico inorgánico en los distintos grupos de
104
alimentos en las poblaciones de Chillán y Valdivia
6
Ingesta de arsénico total en los distintos grupos de alimentos en las
105
poblaciones de Chillán y Valdivia
7
Ingesta de arsénico inorgánico en los distintos grupos de alimentos en
106
las poblaciones de Chillán y Valdivia
8
Concentración de mercurio en los distintos grupos de alimentos en las
107
poblaciones de Chillán y Valdivia
9
Ingesta de mercurio en los distintos grupos de alimentos en las
poblaciones de Chillán y Valdivia
108
1
RESUMEN
Hoy en día es de preocupación la contaminación a la que se ven sometidos los
alimentos debido al riesgo para la salud humana, es por ello que el objetivo de la
presente investigación fue comparar el consumo de alimentos, concentraciones e
ingestas diarias de arsénico total, arsénico inorgánico y mercurio en la dieta total de los
habitantes de Chillán y Valdivia, y así poder establecer cuáles son los alimentos más
consumidos en ambas poblaciones, identificando aquellos que presentan los mayores
contenidos de estos metales y determinar el cumplimiento de los datos de su ingesta
con el valor de referencia (ISTP) propuesto por FAO/OMS. Para ello, se realizó un
estudio de dieta total, basado en una encuesta recordatoria de 24 horas, la que mostró
mas de 270 alimentos. De estos se formaron 17 grupos según su similitud de
composición química Los 3 grupos más consumidos en Chillán y Valdivia fueron el de
bebidas no alcohólicas (equivalente a 30.9% y 28.36%, respectivamente, el grupo pan
(equivalente a 14.3% y 12.84%, respectivamente) y el de vegetales (equivalente a
8.3% y 12.7%, respectivamente, de la dieta total). Entre los mayores niveles de
arsénico total encontrados están los grupos de pescados y mariscos (1.5 µg/g y 1.8
µg/g para Chillán y Valdivia, respectivamente). Por otra parte, el grupo que presentó los
mayores niveles de mercurio fue el de pescados y mariscos (0.02 µg/g en ambas
ciudades). En el caso del arsénico inorgánico, la ingesta en Chillán representó el
10.4% y en Valdivia el 13.9% de la Ingesta Tolerable Provisional (ISTP), por lo que se
concluye que la ingesta de arsenico, proveniente del consumo de alimentos, tampoco
representa riesgo para la salud.
En el caso del mercurio, la ingesta de Chillán representó el 31.1% del ISTP y en
Valdivia el 11,8% del ISTP, por lo que se concluye que la ingesta de mercurio,
proveniente del consumo de alimentos tampoco representa riesgo para la salud.
2
SUMMARY
Today it is of concern to the pollution that are under the food and therefore the risk to
human health, is therefore the objective of this research was to compare food
consumption, concentrations and daily intake of total arsenic , inorganic arsenic and
mercury in the overall diet of the inhabitants of Chillán and Valdivia, and thus establish
what are the most popular foods in both populations, identifying foods that have the
highest content of heavy metals and determine compliance with the data intake of
heavy metals with the reference value (ISTP) proposed by FAO / WHO. To do this we
conducted a total diet study, based on a survey reminder 24 hours, which showed more
than 270 foods which were formed 17 groups according to their similarity in chemical
composition, the 3 groups consumed by Chillán and Valdivia were the soft drink
(equivalent to 30.9% and 28.36% respectively of the total diet), the bread group
(equivalent to 14.3% and 12.84% respectively of the total diet) and vegetables
(equivalent to 8.3% and 12.68% respectively of the total diet). Among the largest total
arsenic levels found are groups seafood (1,554 ug / g 1.8445 g / g to Chillán and
Valdivia respectively). In the case of inorganic arsenic intake Chillán represents 10.4%
of the PTWI and Valdivia represents 13.9% of the PTWI, so it is concluded that the
intake from food consumption also represents health risk.
In the case of mercury, Chillán intake accounts for 31.1% of the PTWI and Valdivia
representing 11.8% of the PTWI for mercury, so it is concluded that the intake from food
consumption also represents health risk.
3
1 INTRODUCCIÓN
El conocimiento de los hábitos alimentarios es fundamental, no sólo para establecer el
estado nutricional de la población de interés sino también, para poder establecer las
posibles relaciones causales con enfermedades relacionadas con la nutrición y poder
definir la política nutricional más adecuada.
Los alimentos pueden estar contaminados con sustancias que al ser ingeridas den
lugar a intoxicaciones agudas graves. Pero además, desde hace unas décadas y
especialmente en las tres últimas, se ha comprobado que ciertos contaminantes
químicos tienen un periodo latente de toxicidad de años, a veces hasta 20, durante los
cuales el contaminante se va acumulando en el organismo provocando enfermedades
cuando su concentración llega a niveles críticos. No se debe olvidar que el hombre se
encuentra al final de muchas cadenas alimentarias, por lo que termina expuesto a
concentraciones elevadas de agentes tóxicos, debido al proceso de bioacumulación.
Dentro de los tóxicos a los cuales se está expuesto, destacan los metales pesados,
elementos químicos ampliamente distribuidos en la naturaleza, tanto en suelo como en
agua, y en la mayoría de los tejidos animales y vegetales.
La
reglamentación del país no ha tenido en cuenta la realidad de consumo y
contaminación de metales pesados que podrán afectar a la población, por esta razón
se hace necesaria una investigación que determine la cantidad de metales pesados
que hay en los alimentos de consumo habitual, y que también determine la ingesta de
los mismos por parte de la población.
En este trabajo se compara la ingesta de metales pesados (arsénico total e inorgánico
y mercurio), proveniente del consumo habitual de alimentos, de las poblaciones de
Chillán y Valdivia.
4
Hipótesis:
El consumo de alimentos y la ingesta de metales pesados (arsénico total, inorgánico y
mercurio) en las localidades de Chillán y Valdivia, son similares y cumplen con el valor
de referencia (ISTP) propuesto por FAO/OMS.
Objetivo general:
Comparar el consumo de alimentos y la ingesta de metales pesados (arsénico total e
inorgánico y mercurio) en las poblaciones de Chillán y Valdivia.
Objetivos específicos

Determinar los alimentos más consumidos y la proporción de los mismos en la dieta de
los habitantes de ambas poblaciones.

Especificar aquellos alimentos que presenten los mayores contenidos de arsénico total,
arsénico inorgánico y mercurio, en ambas poblaciones.

Determinar el cumplimiento de los datos de ingesta de metales pesados (arsénico total,
inorgánico y mercurio) con el valor de referencia (ISTP) propuesto por FAO/OMS.
5
2 REVISIÓN BIBLIOGRÁFICA
2.1 Toxicología alimentaria
Una sustancia tóxica, es aquella que al penetrar al organismo humano, por cualquier
vía y al ser absorbida, bloquea los mecanismos metabólicos normales. En el caso de
los tóxicos alimentarios, la vía de penetración más común, es la oral a través de los
alimentos (DÍAZ y GARCÍA, 2003).
La toxicología alimentaria es la rama de la ciencia dedicada al estudio de estas
sustancias tóxicas, enfocándose en su naturaleza, las fuentes, su formación en los
alimentos, niveles de exposición, toxicocinética, efectos biológicos, análisis y
legislación de sustancias presentes, de origen natural y antropogénica en los
alimentos, con significación para la salud de los consumidores, así como la prevención
a través del establecimiento de los límites de seguridad de estas sustancias. Se
diferencian dos áreas claras dentro de la toxicología de alimentos: un área alimentaria,
cuyo objeto es el estudio del tóxico en el alimento, y un área clínica que investiga la
relación tóxico-alimento-hombre (DÍAZ y GARCÍA, 2003; MUÑOZ et al., 2005).
Las toxinas presentes en productos alimenticios son un grupo heterogéneo de
compuestos con diversos orígenes. Los venenos ambientales más comunes y
extensamente distribuidos incluyen al plomo, cadmio, mercurio y arsénico. Éstos
contaminantes son persistentes en el tiempo, y cada uno ha sido responsable de
intoxicaciones masivas (MUÑOZ et al., 2005).
2.1.1 Ingesta Diaria Admisible (IDA) e Ingesta Diaria Tolerable (IDT). La IDA
corresponde a la estimación de la cantidad de una sustancia presente en un alimento
y/o en el agua potable, expresada en función del peso corporal, que puede ser ingerida
diariamente durante toda la vida sin que se aprecie un riesgo sobre la salud del
consumidor y teniendo en cuenta el nivel de conocimiento en el momento de la
evaluación. La IDA se emplea con sustancias susceptibles de encontrarse en los
alimentos y, por lo tanto, se emplea al referirse a aditivos, residuos de pesticidas y
medicinas veterinarias que se encuentran en los alimentos (BEFORD, 2000). Por el
6
contrario, la IDT se utilizan en sustancias que no tienen por qué encontrarse en los
alimentos, y corresponde a una estimación de la cantidad de una sustancia presente
en el aire, los alimentos y el agua potable que puede ingerirse diariamente a lo largo de
la vida sin riesgos visibles en la salud. Las IDT se calculan a partir de las bases de
datos de toxicidad de laboratorio a las que se les dan factores de incertidumbre
(BENFORD, 2000; ZUKOWSKA y BIZIUK 2008).
2.1.2 Ingesta Semanal Tolerable Provisional (ISTP). Los contaminantes químicos
presentes en los alimentos no son deseados y además éstos pueden ser inevitables.
Por lo tanto los niveles de contaminantes que no se espera que produzcan efectos
nocivos se designan como tolerables (es decir, admisibles) más que aceptables. Los
contaminantes como los metales pesados (arsénico, plomo, cadmio y mercurio),
pueden acumularse en el cuerpo mediante ingestión continua y durante un largo
período de tiempo (BENFORD, 2000).
El ISTP es el valor toxicológico de referencia para contaminantes que pueden
acumularse en el organismo como los metales pesados. Este valor representa la
exposición
semanal
tolerable
para
el
hombre
de
aquellos
contaminantes
inevitablemente asociados al consumo de alimentos por lo demás sanos y nutritivos. El
término provisional se refiere a que la evaluación no es definitiva, debido a la escasez
de datos fiables sobre las consecuencias de la exposición en el hombre a los niveles
previstos que se produzcan a partir de los alimentos y, en consecuencia, se utiliza el
término ISTP (JALÓN et al., 1997; ZUKOWSKA y BIZIUK, 2008).
2.2 Arsénico (As)
El arsénico es un metaloide de origen natural que tiene una amplia distribución en la
corteza terrestre, pudiendo encontrarse en niveles traza en todos los tipos de ambiente
(agua, aire y suelo) (PAIVA, 2007).
Desde que el arsénico se identificó y aisló por vez primera en 1250 por Alberto Magno,
éste se ha utilizado ampliamente debido a sus propiedades medicinales y tóxicas
(MANDAL y SUZUKI, 2002). Hasta la década de los años 1940, los compuestos
7
arsenicales eran empleados en el tratamiento de varias enfermedades como la sífilis, la
leucemia y la psoriasis; así como agentes antiparasitarios en la profilaxis de la
tripanosomiasis y la amebiasis en humanos. La aparición de la penicilina y de otros
antibióticos permitió reducir el uso de los compuestos arsenicales en los productos
usados como medicamentos. No obstante, cabe resaltar que últimamente se viene
utilizando con éxito el trióxido de arsénico en la terapia de algunos tipos de cáncer. Los
compuestos de arsénico también se han aplicado en otros campos como la agricultura,
la electrónica y la metalurgia y siguen teniendo usos comerciales en plaguicidas,
preservantes de la madera y en la producción de vidrio, papel y semiconductores
(JAGER y OSTROSKY–WEGMAN, 1997; ATSDR, 2007; TCHOUNWOU et al., 2004).
Si bien una gran cantidad del As en el medio ambiente proviene de fuentes naturales
(meteorización, actividad biológica, emisiones volcánicas), existe una importante
contribución a partir de actividades antropogénicas, tales como procesos industriales
(minería, fundición de metales, pesticidas, conservantes de la madera, etc.). El
elemento puede estar presente en distintos estados de oxidación (–III, 0, III, V) y en
formas inorgánicas y orgánicas, en un amplio rango de concentraciones en aire, agua,
suelos, vegetales y animales. (LITTER et al., 2009). Con relación a este aspecto, el
arsenito As (III) es la forma inorgánica más tóxica, 10 veces más que el arseniato As
(V) (KUMARESAN y RIYAZUDDIN, 2001).
Las formas en las que se puede presentar el arsénico:

Formas inorgánicas de arsénico. En aguas naturales, el As se encuentra en
general como especie disuelta, formando oxianiones. Los estados de oxidación
que predominan son As (III) y As (V) y, con menos frecuencia, As (0) y As (–III).
El arseniato [As (V)], la especie arsenical más difundida en el medio ambiente,
es la mayoritaria en agua y suelos. El arsenito [As (III)] es la forma inorgánica
reducida y está presente en forma minoritaria en aguas, suelos y seres vivos
(LITTER et al., 2009).
El As (III) puede provenir de la reducción biológica del As (V), y predomina en
zonas cercanas a industrias con efluentes ricos en As (III), aguas geotermales y
ambientes reductores. En general, en aguas superficiales, el As (V) predomina
sobre el As (III). En aguas subterráneas pueden encontrarse ambos estados de
oxidación ya que las concentraciones de Arsenito [As (III)] y Arseniato [As (V)]
8
dependen de la entrada de As al sistema, de las condiciones redox y de la
actividad biológica. En aguas marinas, la especie predominante es el As
inorgánico pentavalente, que puede ser transformado a formas orgánicas o
reducido biológicamente a As (III) (DAS et al., 2001).
Para el arsénico, los términos toxicología y especiación deben ir asociados,
empleando la letalidad como criterio de toxicidad, las especies inorgánicas, As
(III) y As (V), presentan los menores valores de (LD50) y la suma de ambas se
conoce como arsénico inorgánico, el cual está considerado como carcinógeno
humano (TCHOUNWOU et al., 2004).

Formas orgánicas de
arsénico. Los compuestos orgánicos arsenicales
contienen arsénico unido a un átomo de carbono por medio de uniones
covalentes; el arsénico puede estar tanto en su forma trivalente como
pentavalente. Estas especies están ampliamente distribuidas en la atmósfera,
en sistemas acuáticos, suelos, sedimentos y tejidos biológicos (LITTER et al.,
2009). Las reacciones de metilación mediadas biológicamente que ocurren en
organismos terrestres y marinos convierten el arsenito y arseniato inorgánico en
compuestos metilados de toxicidad moderada, estos compuestos son
precursores de formas orgánicas más complejas y prácticamente no tóxicas, los
arsenolípidos, como la arsenobetaína (AB) y la arsenocolina (AC) y los
arsenoazúcares (AsAz) (GEBEL, 2001). Las mayores concentraciones de
formas metiladas se encuentran a nivel superficial, ya que en la zona
fotosintéticamente activa, que tiene además una mayor carga microbiana y
presencia de fitoplancton, se produce una mayor transformación del As
inorgánico a las especies metiladas (LITTER et al., 2009).
2.2.1
Distribución terrestre del
arsénico y sus niveles ambientales. Este
metaloide raramente se encuentra en la naturaleza en su forma elemental,
presentándose como constituyente de compuestos químicos variados y complejos.
Aparece ampliamente en rocas ígneas y sedimentarias, pero su presencia principal
es en minerales sulfurados de cobre, plomo, zinc y oro. Cuando está combinado
con estos minerales se encuentra en su forma inorgánica mientras que, en su
forma orgánica, está combinado con carbono e hidrógeno. Los compuestos en
9
forma inorgánica se encuentran de manera natural en la litósfera (90 % en rocas,
suelos, sedimentos), en la atmósfera (7 - 8 %), en la hidrósfera (mares, lagos,
cursos superficiales y profundos de aguas) y en la biósfera (PAIVA, 2007).
a) Arsénico en aguas. Se han encontrado concentraciones de arsénico muy
elevadas en aguas subterráneas destinadas al consumo humano en Nueva
Escocia, Canadá y algunos otros países, las cuales se consideran, son
producto del intemperismo en pilas de desechos mineros que contienen
arsenopirita. En algunos casos, la presencia de arsénico es consecuencia de
contaminación natural y en otros por contaminación antropogénica causada
principalmente por las actividades agrícolas y ganaderas (FLORES et al.,
2009). En aguas, la especie más abundante es el As (V), su presencia se ve
favorecida por condiciones oxidantes y pH alcalino. Respecto al As (III) su
presencia se favorece con las condiciones opuestas a las de As (V) (CACAO,
2008).
b) Arsénico en sedimentos. La concentración media de arsénico en los
sedimentos oceánicos se encuentra próxima a los 40 mg Kg -1, siendo menores
las concentraciones en las sedimentos de regiones costeras y estuáricas (3-15
mg Kg-1). La actividad antropogénica puede elevar los niveles citados (ARAYA y
ORELLANA, 2002).
c) Arsénico en organismos marinos. La presencia de arsénico en los
organismos marinos fue detectada a principios de este siglo, pero hasta 1969
no se puso de manifiesto que este arsénico se encontraba tanto en forma
orgánica como inorgánica. En cuanto al arsénico inorgánico, ha sido siempre
considerado por los investigadores como componente minoritario de los
productos de la pesca (ARAYA y ORELLANA, 2002). Actualmente se sabe que
la mayor parte del As en algas y otros organismos acuáticos como peces y
moluscos, lo constituyen compuestos dimetilados, trimetilados y arsenobetaína,
arsenoazúcares y arsenolípidos, en general no considerados tóxicos debido a
su rápida excreción de manera inalterada tras su ingestión (DIAZ et al, 2008).
Sin embargo, SORIANO (2009) señala que en el caso de los arsenoazúcares y
arsenolípidos, se sabe que están involucrados en la formación de ácido
dimetilarsínico (DMA) en la orina, el cual posee actividad tóxica conocida y
podría jugar un papel importante en la carcinogénesis.
10
2.2.2 Metabolismo y eliminación del arsénico y efectos en la salud. POLO (2009),
indica que una vez que ingresa el arsénico al organismo por vía digestiva, inhalada o
cutánea permanece brevemente en la sangre para distribuirse mayoritariamente en el
hígado, riñones, tracto digestivo pero una porción del arsénico es eliminado en forma
inorgánica, se considera que la principal respuesta definitiva del organismo es
inactivarlo mediante mecanismos de metilación que puede dividirse en dos etapas:

Reacciones de reducción para convertir el As+5 en As+3.

Reacciones de metilación oxidativa que transforman el As+3.
POLO, 2009, también señala que entro los factores que pueden influir en la capacidad
de mutilación está la dosis de exposición, una dieta alta en metionina y proteínas y el
probable polimorfismo genético unido al sexo y el de las enzimas metilantes (metil
transferasa), pues se ha encontrado mayor inducción en mujeres. Cuando la capacidad
de este mecanismo de destoxificación es rebasado se presentan factores tóxicos.
Por otra parte es conocido desde hace años que la exposición crónica al arsénico por
la ingestión de agua puede causar efectos adversos a la salud humana. Gracias a los
estudios realizados en 1888 por el investigador Hutchington se tienen los primeros
antecedentes históricos que relacionaron la presencia de arsénico en el agua y
lesiones en la piel como hiperpigmentación, hiperqueratosis y cáncer cutáneo
(STÖHER, 1991). En el año 1913, en Argentina, fueron identificados dos pacientes que
presentaban los síntomas de una intoxicación por arsénico, siendo que en un primer
momento fue considerada como accidental. El número de casos fue en aumento y la
enfermedad llegó a ser conocida como enfermedad de “Bell Ville”, en la provincia de
Córdoba, por ser este el lugar donde se registró el mayor número de casos, en
regiones rurales, en donde los niveles de arsénico en el agua eran superiores a 1 000
µg/L. En 1917, esta enfermedad pasó a ser conocida como hidroarsenicismo crónico
regional endémico (HACRE). Se llegó a la conclusión de que la etiología de la
enfermedad era debida a la ingestión de agua con arsénico (ASTOLFI et al., 1982). En
Chile, en el año 1923, se describió por primera vez una enfermedad considerada
original y característica de este país llamada enfermedad del salitre o cáncer de los
salitreros. Las personas presentaban hiperqueratosis y alteraciones degenerativas en
la piel (PRUNES, 1939).
11
Actualmente el problema de la presencia de arsénico en el agua de bebida no ha
cesado y existen poblaciones expuestas en regiones de: Argentina, Chile, China,
Estados Unidos de América, Hungría, India, Japón, México, Taiwán y Vietnam
(GALETOVIC y DE FERNICOLA, 2003).
El Centro Internacional de Investigaciones sobre Cáncer (IARC) lo ha clasificado en el
grupo I, pues se cuenta con pruebas suficientes de la carcinogenicidad en seres
humanos. De acuerdo con estudios toxicológicos y epidemiológicos, los niños son más
afectados que los adultos ante la misma ingesta de arsénico, siendo las principales
rutas de exposición la ingesta e inhalación, principalmente mediante el agua de bebida,
lo que provoca el hidroarsenicismo (MONTERO et al., 2010).
A continuación se presenta la FIGURA 1, en donde se aprecian los efectos sobre
pacientes que ingirieron 1320 µg/L de arsénico en el agua de consumo de un pozo
artesanal, durante dos años.
FIGURA 1 Efectos del arsénico. a) Hiperqueratosis punctata a nivel palmar en un joven de 14
años. b) Hipermelanosis en gota de lluvia en un niño de año y medio. c) Pápulas verrucosas en
el dorso de las manos de una paciente femenina de aproximadamente 25 años.
FUENTE: MONTERO et al. (2010)
2.2.3 Límites internacionales de ingesta para arsénico. La Organización de las
Naciones Unidas para la Agricultura y la Alimentación (FAO) y la Organización Mundial
de la Salud (OMS), establecen un valor toxicológico de referencia para la ingesta de
arsénico inorgánico, conocida como Ingesta Diaria Tolerable Provisional (IDTP), de 2
μg/kg de peso corporal, cuyo valor representa una estimación de la cantidad de un
12
contaminante presente en los alimentos o en el agua de bebida, que puede ser
ingerida todos los días durante toda la vida sin que los riesgos para la salud sean
apreciables. Para el caso del arsénico total, la IDTP que establece la FAO/OMS es de
50 μg/kg de peso corporal. La Ingesta Semanal Tolerable Provisional (ISTP), para el
arsénico inorgánico es de 15 μg/kg de peso corporal/semana (GAJARDO y VIDAL,
2009).
Los mismos autores señalan, que la dosis oral de referencia (DdR; una dosis
considerada segura para el consumo diario normal sin efectos adversos para la salud),
para el arsénico inorgánico es de 0,3 μg/kg/día, teniendo en cuenta las estimaciones
de arsénico en los alimentos (2 μgAs/día) y el volumen de agua consumido (4,5 L/día),
según la EPA. Esta DdR se basa principalmente en estudios realizados en una
población de Taiwán, algunos de los cuales mostraron un alto nivel de ingesta de
arsénico inorgánico (400-600 μg/L), en agua potable.
2.2.4 Situación del arsénico en Chile. En Chile, al igual que en la mayoría de los
países en desarrollo, existen múltiples sustancias tóxicas no reguladas emitidas por
diversos procesos industriales, una de ellas es el arsénico, emitido fundamentalmente
por fundiciones de cobre (ya sea por medio de sus relaves o bien por emisión de
gases), las cuales se encuentran distribuidas a lo largo de nuestro país,
concentrándose en la II Región de Antofagasta, donde se ha convertido en un serio
problema (ARAYA y ORELLANA, 2002).
El alto contenido de arsénico observado en esta región está relacionado con el
vulcanismo cuaternario característico de los Andes Centrales. Las aguas originadas en
las zonas volcánicas de los Andes Centrales, tanto superficiales como de los flujos
freáticos, lagunas y géiseres, contienen altas concentraciones de arsénico y de otros
elementos como vanadio, flúor y azufre. (PAIVA, 2007).
Se puede considerar que las condiciones hidrogeológicas son el origen natural de la
contaminación por arsénico de aguas y suelos de la zona, así como de los alimentos
cultivados en tales condiciones. En Chile, las concentraciones de arsénico en el agua
potable muestran un gradiente que disminuye de norte a sur, siendo la región de
Antofagasta una de las que presentan las mayores concentraciones medias de
13
arsénico (BIONDI et al., 1995). Con respecto a lo mismo, CASTRO (2006), señala que
en Antofagasta entre 1955 y 1970 encontraron niveles de arsénico en el agua con una
media de 0,598 mg/L. Los valores actuales indican una media de 0,04 mg/L.
Actualmente, y a pesar de las medidas tomadas, aún se detectan niveles elevados de
arsénico en la red de agua que abastece las localidades de esta región y el agua tiene
que someterse a tratamientos para alcanzar los límites establecidos por la norma
chilena vigente para el agua potable, que recomienda una concentración máxima de 50
μg/L. Sin embargo, durante la década de 1960 ocurrió un grave problema
epidemiológico en la región, debido a la contaminación por arsénico del agua de
consumo. Así, durante 12 años, de 1959 a 1970, unos 130.000 habitantes estuvieron
consumiendo agua con contenidos de arsénico del orden de 800 μg/L, sin que se
conociera tal exposición. Los síntomas de toxicidad crónica empezaron a aparecer,
especialmente
en
niños,
como
manifestaciones
dermatológicas
(alteraciones
pigmentarias, queratosis arsenicales), síndrome de Raynaud y otros problemas
cardiovasculares. Para mitigar el problema, se construyeron plantas de abatimiento de
arsénico que redujeron significativamente sus niveles en el agua de consumo (BIONDI
et al., 1995; MANDAL y SUZUKI, 2002).
El CUADRO 1, indica que en el norte de Chile (región de Antofagasta) hay un
incremento de las tasas de cáncer de piel, vejiga y pulmón y una mayor mortalidad por
estos tipos de cáncer en comparación con el resto del país, lo que se puede asociar
con la exposición de los años 60 (SMITH et al., 2000).
Además de la contaminación natural, en la región de Antofagasta existe una intensa
actividad minera que, de modo general, contamina de forma significativa el aire,
aunque también ejerce influencia sobre las aguas, suelos y alimentos, aumentando los
niveles de contaminación de la región. En las zonas donde existe actividad minera, la
situación de contaminación por arsénico en el aire se agrava en los sitios próximos a
los sectores donde se dan emisiones de fundiciones de cobre y de plantas de tueste
(BIONDI et al., 1995).
14
CUADRO 1 Datos de mortalidad por cáncer de vejiga y pulmón en Chile y en algunas
regiones.
Chile, Regiones y Provincias (1976-1991)
Lugar
Tasa Promedio (desviación estándar)
Mortalidad / 100.000 habitantes
Cáncer vejiga
Cáncer broncopulmonar
Chile
1,4 (0,2)
9,9 (0.8)
I Región
1,9 (0,7)
13,0 (2,4)
II Región
6,2 (1,7)
28,6 (4,49)
Antofagasta
8,2 (2,7)
37,6 (5,7)
Tocopilla
9,3 (5,8)
36,4 (16,2)
El Loa
1,2 (1,1)
9,0 (3,3)
III Región
1,8 (0,9)
13,7 (3,2)
FUENTE: Adaptado de PAIVA (2007).
La Agencia para Sustancias Tóxicas y el Registro de Enfermedades (ATSDR), señala
que la concentración de arsénico en el suelo varía con un promedio de 3 a 4 ppm. Sin
embargo, los suelos cerca de depósitos geológicos ricos en arsénico, cerca de algunas
minas y fundiciones, o en áreas agrícolas donde se usaron plaguicidas con arsénico en
el pasado, pueden tener niveles de arsénico mucho más altos (ATSDR, 2007).
Las concentraciones de arsénico en el aire no se presentan de forma constante a lo
largo del tiempo, debido a la variabilidad de las condiciones meteorológicas y de las
emisiones; con todo, mediciones realizadas en el material particulado atmosférico
muestran una gran diferencia de concentraciones entre las localidades afectadas
directamente por las emisiones de las fundiciones y otras localidades no afectadas. La
Comisión Nacional del Medio Ambiente de Chile (CONAMA) viene estudiando
15
diferentes opciones para regular las concentraciones de arsénico en la atmósfera,
incluyendo herramientas tales como normas de calidad y normas de emisión
(GUTIERREZ y WIERTZ, 1997; ULRIKSEN y CABELLO, 1997).
Según CHILE, INSTITUTO NACIONAL DE NORMALIZACION (INN) (2005), oficializó
la modificación a la NCh 409/1984, el 27 de Junio de 2006, que regula la calidad del
agua potable. Esta norma se aplicó desde el 1° de Enero de 2007, en ella se fija la
nueva concentración de arsénico en el agua de bebida de 10 μg/L propuesto por la
Organización Mundial de la Salud (OMS). Su aplicación es de 5 años para bajar a 30
μg/L y 10 años para llegar a 10 μg/L.
2.2.5 Contenido en alimentos e ingesta dietética del arsénico. La información
disponible sobre contenidos de As en los alimentos y las especies presentes es
relativamente escasa. Según ya se ha indicado, los alimentos de origen marino
constituyen la principal fuente dietética de As, elemento que se encuentra en distintas
formas químicas que difieren en su toxicidad. Por otra parte, las especies químicas de
As presentes varían en función de la especie animal considerada (CAMEAN y
REPETTO, 2007). Así por ejemplo, el pescado blanco es más rico en As que el azul,
pero este tiene un mayor contenido de As-i, lo que se atribuye a la mayor riqueza en el
pescado azul de aminas biógenas y otras aminas (análogas de las especies
organoarsenicales), que desviarían al arsénico inorgánico de la destoxicación por
metilación, favoreciendo la acumulación de este (MUÑOZ et al., 2000).
La arsenobetaína es el compuesto organoarsenical mayoritario de los productos de la
pesca. En el pescado blanco representa más del 70% del As, le sigue la DMA (≅ 23%
As) y un menor porcentaje (< 4% As-t) del resto de especies arsenicales (AC, MMA y
TMA +) (SUÑER et al., 2002).
Las algas marinas son componentes tradicionales de la dieta de los países asiáticos,
mientras que en los países occidentales se utilizan mayoritariamente como
ingredientes por la industria alimentaria, aunque en los últimos años se ha
incrementado el consumo de ciertas algas por su contenido en fibra, minerales y
proteínas, junto a un bajo contenido lipídico (MABEAU y FLEURENCE, 1993), aunque
16
según ya se ha mencionado, las algas pueden contribuir al aporte de As, con un
elevado porcentaje de arsénico inorgánico (LAPARRA et al., 2003).
En condiciones normales, los alimentos de de origen marino constituyen la principal
fuente dietética de As, pero los cereales y otros vegetales procedentes de áreas
contaminadas por As, pueden contribuir de forma significativa a su aporte dietético
(CAMEAN y REPETTO, 2007).
Como sucede en la región preandina de Chile, donde debido a la riqueza en As de sus
suelos y acuíferos, los contenidos de As de los vegetales allí cultivados son altos.
Dicho As es mayoritariamente As (i), lo que indica una baja tasa de metilación del As (i)
procedente del suelo, a diferencia de lo que ocurre en los alimentos de origen marino,
en los que predominan las especies organoarsenicales. La presencia de As (i) en los
vegetales es motivo de preocupación en poblaciones con dietas ricas en ellos y que
además puede que utilicen aguas contaminadas para cocinar (MUÑOZ et al., 2005).
Como antecedente, el segundo estudio realizado en Chile para determinar la ingesta
de contaminantes químicos mediante el estudio de dieta total, estimó que la tanto la
ingesta de As (t) y As (i) de comidas servidas por el Programa de Alimentación Escolar
de Chile, son muy inferiores a los límites establecidos por la FAO/OMS, lo que implica
que los estudiantes que reciben estos alimentos no están expuestos a un riesgo para la
salud (BASTIAS et al., 2010).
2.3 Mercurio (Hg)
El mercurio se encuentra presente en todos los compartimentos del medio ambiente
(atmósfera, geósfera, hidrósfera y biósfera) y a diferencia de lo que sucede con los
compuestos orgánicos su degradación no se produce en el medio. Por lo tanto, la
cantidad de mercurio total ha permanecido constante desde la formación del planeta
aunque, como es natural, la distribución de este elemento no es uniforme ni
homogénea (CABAÑERO, 2005). Es un elemento constitutivo de la tierra (al igual que
el plomo, cadmio y todos los metales) y su concentración promedio en la corteza
terrestre es de 0,02 [μg/g], el aire contiene un rango de 0,005-0,06[ng/m3], el agua
17
dulce 0,1 y la de mar 0,03 [μg/L]. Como tal, el elemento mercurio no puede
descomponerse en sustancias menos tóxicas en el medio ambiente (JARA, 2007).
2.3.1
Características físicas y químicas del mercurio y sus formas de
presentación. Es un metal pesado, blanco plateado que, junto al cadmio y zinc, se
ubica en el grupo IIB de la tabla periódica. Este metal posee características
fisicoquímicas muy especiales como: estado líquido a temperatura ambiente y ser el
único conocido en estado líquido a 0ºC, densidad elevada, calor específico poco
elevado, líquido muy poco compresible, tensión superficial muy alta, capacidad
calorífica muy débil y capacidad de amalgamación con otros metales (OYARZÚN,
2008).
OLIVERO y JOHNSON (2002), indican que entre las propiedades químicas más
importantes que caracterizan las especies de mercurio (II) y las alquilmercúricas
(RHg+) aparece su alta afinidad para formar enlaces covalentes con el azufre. Esta
propiedad es la que explica la mayor parte de las propiedades biológicas del metal.
El mercurio se genera de manera natural en el medio ambiente y se da en una gran
variedad de formas. En su forma pura se le conoce como mercurio “elemental” o
“metálico”, representado también como Hg (0). El mercurio puede enlazarse con otros
compuestos como mercurio monovalente o divalente (representado como Hg (I) y Hg
(II), respectivamente). A partir del Hg (II) se pueden formar muchos compuestos
orgánicos e inorgánicos de mercurio (ALBERT, 2001 y ESPAÑOL, 2001).
Las formas naturales de mercurio más comunes en el medio ambiente son el mercurio
metálico, sulfuro de mercurio, cloruro de mercurio y metilmercurio. Ciertos
microorganismos y procesos naturales pueden hacer que el mercurio en el medio
ambiente pase de una forma a otra (OYARZÚN, 2008). El mercurio adopta la forma
inorgánica cuando se combina con ciertos elementos como oxígeno, azufre o cloro
(CAMEAN y REPETTO, 2007). Cuando el mercurio se combina con carbono forma
compuestos de mercurio orgánicos, el más común, el metilmercurio, es producido
principalmente por organismos microscópicos en el suelo y en el agua. Mientras mayor
es la cantidad de mercurio en el medio ambiente, mayor es la cantidad de
metilmercurio que estos organismos producen (JARA, 2007).
18
CAMEAN Y REPETTO (2007), señalan que algunos microorganismos acuáticos
(bacterias, hongos y fitoplancton) son capaces de metilar el mercurio elemental e
inorgánico, pasándolo a su forma orgánica. Por sus características fisicoquímicas y la
capacidad de bioacumulación en los organismos vivos, los compuestos orgánicos de
mercurio – y en especial, el metilmercurio – son los más tóxicos y pueden provocar
graves daños en la salud de las personas expuestas. Desgraciadamente, existen
importantes precedentes de contaminación por metilmercurio a través de la dieta.
Desde el punto de vista bioquímico, la propiedad química más importante de los
compuestos de mercurio, es su alta afinidad por los grupos SH (LÓPEZ y LOZANO,
2006).

Mercurio metálico: el mercurio elemental a temperatura ambiente, evapora
parcialmente, formando vapores de mercurio los que son incoloros e inodoros.
Cuanta más alta sea la temperatura, más vapores emanarán del mercurio
metálico líquido. Algunas personas que han inhalado vapores de mercurio
indican haber percibido un sabor metálico en la boca. El mercurio se extrae
como sulfuro de mercurio (mineral de cinabrio). A lo largo de la historia, los
yacimientos de cinabrio han sido la fuente mineral para la extracción comercial
de mercurio metálico. La forma metálica se refina a partir del mineral de sulfuro
de mercurio calentando el mineral a temperaturas superiores a los 540ºC. De
esta manera se vaporiza el mercurio contenido en el mineral, y luego se captan
y enfrían los vapores para formar el mercurio metálico líquido (MUÑOZ et al.,
2005).

Compuestos orgánicos de mercurio: cuando el mercurio se combina con
carbono se forman compuestos conocidos como compuestos “orgánicos” de
mercurio
u
organomercuriales.
SMOCOVICH
(2000),
afirma
que
el
metilmercurio es el más peligroso de los compuestos mercuriales debido a su
gran estabilidad, solubilidad en lípidos y por poseer propiedades iónicas que le
permiten penetrar las membranas de todos los organismos vivientes. Provoca
alteraciones del desarrollo normal del cerebro de los lactantes y, a niveles más
elevados, puede causar modificaciones neurológicas en los adultos (RUBIO,
2002
19

Compuestos inorgánicos de mercurio o sales mercuriales: algunos de los
compuestos inorgánicos de mercurio son: sulfuro de mercurio (HgS), óxido de
mercurio (HgO) y cloruro de mercurio (HgCl2). A estos compuestos también se
les conoce como sales de mercurio. La mayoría de los compuestos inorgánicos
de mercurio son polvos o cristales blancos, excepto el sulfuro de mercurio, que
es rojo y se vuelve negro con la exposición a la luz. Algunas sales de mercurio
(como el HgCl2) son lo bastante volátiles para existir como gas atmosférico. Sin
embargo, la solubilidad en agua y reactividad química de estos gases
inorgánicos de mercurio hacen que su deposición de la atmósfera sea mucho
más rápida que la del mercurio elemental. Esto significa que la vida atmosférica
de los gases de mercurio divalentes es mucho más corta que la del gas de
mercurio elemental (OYARZÚN, 2008).
2.3.2 Fuentes de origen del mercurio. Las fuentes de origen, pueden ser naturales o
antropogénicas, como es habitual en estos metales tóxicos. (ESCRIBÁ, et al.; 2007).
Lo mismo señala USA, AGENCIA PARA SUSTANCIAS TÓXICAS Y EL REGISTRO
DE ENFERMEDADES (ATSDR) (1999), donde se afirma que el 80% del mercurio que
es liberado por actividades humanas es mercurio elemental liberado al aire,
principalmente como consecuencia del uso de combustibles fósiles, la minería,
fundiciones y de la incineración de desechos sólidos. Cerca del 15% del total se libera
al suelo y proviene de abonos, fungicidas y desechos sólidos municipales (por ejemplo,
de basura que contiene baterías, interruptores eléctricos o termómetros). Un 5%
adicional es liberado al agua ambiental desde aguas residuales de industrias.
PACYNA et al. (2010), señalan que se pueden distinguir dos fuentes antropogénicas
de mercurio:

Fuentes antropogénicas primarias: son aquellas donde el mercurio de origen
geológico se moviliza y se libera al medio ambiente. Las dos principales
categorías en este grupo son la minería (tanto para el mercurio como para otros
minerales) y la extracción y quema de combustibles fósiles que contienen el
mercurio como una huella contaminante.

Fuentes antropogénicas secundarias: son aquellas en las que las emisiones
se producen por el uso intencional del mercurio, incluyendo su uso en procesos
20
industriales, en productos, aplicaciones dentales o en la minería de oro
artesanal.
Según CHILE, CORPORACIÓN NACIONAL DEL MEDIO AMBIENTE (CONAMA),
(2007), el mercurio se concentra principalmente en el país en la IV Región (Coquimbo
posee alrededor de 17 depósitos naturales). Asimismo, las III y IV regiones aparecen
como zonas con alto contenido de mercurio en sus costas, mientras que la V y VIII
regiones lo hacen por el contenido de mercurio en sus sedimentos marinos.
Las emisiones naturales de mercurio están fuera de todo control y deben considerarse
como parte del entorno vital a escala local y mundial. Con todo esto, es necesario no
perder de vista estas fuentes, pues contribuyen a los niveles ambientales de mercurio.
En algunos lugares del mundo las concentraciones de mercurio en la corteza terrestre
se elevan de manera natural, y contribuyen a elevar las concentraciones locales y
regionales de mercurio en esas áreas (OYARZÚN, 2008).
El mercurio es posible encontrarlo en:

Mercurio en el aire: La concentración de mercurio varía mucho de unas zonas
a otras según sean rurales o urbanas, estén en las proximidades de puntos de
emisión concentrada y que éstas sean naturales o antropogénicas (CAUSSY et
al., 2003). Pero salvo casos excepcionales, no superan los 50ng/m 3
(MONTEAGUDO, 2002). Las fuentes más importantes de emisión de este
elemento al aire son la combustión de combustibles fósiles, la minería y la
fundición (CAMEAN y REPETTO, 2007).
El mercurio gaseoso elemental se transporta en la atmósfera a escala global y
reside en ella por un tiempo aproximado de un año (PACYNA et al., 2010),
mientras que el mercurio oxidado (Hg (II)) tiene tiempos de residencia que
oscilan entre horas y meses, ya que puede ser depositado con relativa facilidad
tanto por vía húmeda como por vía seca (GAONA, X. 2004).
 Mercurio en ambientes acuáticos: El contenido de mercurio en el agua, se
debe principalmente a desechos vertidos de industrias donde se usa este metal
en sus procesos tecnológicos (POWER et al., 2002). El mercurio inorgánico o
el metal libre, se transforma a mercurio orgánico gracias a la acción de
bacterias anaeróbicas productoras de metano, y presentes en el fango
21
depositado en ríos y lagos. (COULTATE, 1998; YAMASHITA et al., 2005 y GIL
et al., 2006).
El mercurio (y en particular el metilmercurio) presenta una clara acumulación
en las cadenas alimenticias costeras. Esta bio-acumulación puede ser separada
en dos grandes subgrupos, como son la comunidad de micro-invertebrados
presente en los sedimentos bénticos y la comunidad de fitoplancton y
zooplancton (así como peces plantívoros y piscívoros) que reside en la columna
de agua (GAONA, 2004).

Mercurio en ambientes terrestres: Generalmente, las condiciones de los
suelos son favorables para la formación de compuestos orgánicos e
inorgánicos que forman complejos con aniones orgánicos, pues gran parte del
mercurio que se encuentra en el suelo está unido a masa de material orgánico
y puede ser lixiviado por la escorrentía cuando se encuentra unido tanto a
humus como a suelo en suspensión. Por ello, el mercurio en el suelo terrestre
tiene un largo tiempo de residencia y puede ser liberado a las aguas
superficiales
y
otros
medios
durante
largos
períodos
de
tiempos
(probablemente cientos de años) (JARA, 2007). Una vez que el mercurio ha
sido depositado en el suelo, está sujeto a una amplia gama de procesos de
transformaciones químicas y biológicas que pueden influir en la movilización y
en la entrada en la cadena trófica o a su unión a la materia orgánica presente
en el horizonte superficial del suelo. Su gran movilidad, la afinidad a la materia
orgánica y la capacidad de biomagnificación hacen de este uno de los metales
más nocivos para la biota (GIL et al., 2010).

Mercurio en alimentos: El mayor problema de los contaminantes metálicos
existentes en los alimentos, radica en que estos no cambian el aspecto de los
alimentos u otras de sus características, por lo que la contaminación no se
reconoce a simple vista y pasa inadvertida (OYARZÚN, 2008).
Aunque las condiciones locales pueden influir en la exposición al mercurio de
ciertas poblaciones, la mayoría de la población está expuesta principalmente al
mercurio por medio de los alimentos. Un factor muy importante de los efectos
del mercurio en el medio ambiente es su capacidad para acumularse en
organismos y ascender por la cadena trófica. Hasta cierto punto, todas las
22
especies de mercurio pueden llegar a acumularse, pero el metilmercurio se
absorbe y acumula más que otras especies (CABAÑERO, 2005).
Hay que resaltar que los alimentos son los principales contribuyentes a la
exposición de mercurio en poblaciones no expuestas, tanto desde un punto de
vista ocupacional como ambiental. Los niveles del elemento fluctúan en
concentraciones bajas, que están entre 0,005 y 0,075 mg/kg, en una gran
variedad de alimentos no habitualmente expuestos al elemento (DIAZ Y
GARCIA, 2002).
De acuerdo a lo planteado por la Comisión Europea, 2004 citado en BUREAU
OF CHEMICAL SAFETY FOOD DIRECTORATE HEALTH PRODUCTS AND
FOOD BRANCH (2007), las concentraciones en frutas y verduras son muy
bajas, porque la absorción de mercurio por las plantas del suelo también es
mínima, pero este puede entrar en el cuerpo humano a través de estos
alimentos, cuando sprays que contienen mercurio son aplicados en la
agricultura. En cambio, los niveles son más altos en ciertos tipos de peces,
aunque los niveles traza se puede encontrar en casi todos los tipos de pescado,
que absorben el mercurio de las aguas y de los organismos que consumen. En
otros tipos de alimentos tales como la carne, huevos y productos lácteos, se
pueden detectar concentraciones de mercurio total, debido posiblemente a
residuos de compuestos organomercuriales presentes en piensos, elaborados a
partir de harina de pescado o cereales, reportándose concentraciones que
varían entre 0,003 a 0,060 mg/kg para la carne 0,003 a 0,043 mg/kg para los
huevos y de 0,003 a 0,022 mg/kg para la leche y derivados (DIAZ y GARCIA,
2002).
Por lo tanto y según lo señalado por diversos autores entre ellos DASGUPTA et
al., (2004) y YAMASHITA et al., (2005), la presencia de mercurio se restringe
casi exclusivamente a los pescados donde la mayor parte se encuentra como
metilmercurio. Los contenidos de metilmercurio en los peces dependen muchas
veces del nivel de contaminación medioambiental, pero su capacidad de
bioacumulación hace que los mayores contenidos se presenten en las especies
depredadoras que viven más tiempo y alcanzan mayores tamaños como el pez
espada o el tiburón.
23
Aproximadamente el metilmercurio constituye un 75% del mercurio total de los
pescados (JALÓN et al., 1997).
2.3.3 Toxicocinética y toxicidad del mercurio. La toxicocinética de este metal está
determinada por su forma química. Así, del total del mercurio que se absorbe por
inhalación, un 60% está en forma de mercurio vapor y el resto se reparte entre
mercurio orgánico e inorgánico; sólo un 3% corresponde a la forma particulada. Sin
embargo, independientemente de la forma química, un 80% del mercurio inhalado se
retiene, y se estima que del vapor del mercurio se absrove casi un 100% a través del
alveólo pulmonar. Respecto a la vía digestiva, el mercurio metálico no se absorbe
prácticamente por esta vía; los derivados inorgánicos se absorben en un 70% mientras
que los orgánicos lo hacen en su totalidad. La abosricón por vía cutánea está limitada a
los derivados órgano mercuriales (GRAY et al., 2010).
La toxicidad del mercurio es conocida desde la antigüedad, Hipócrates (370 a.C) y
Plinio (77 a.C) describieron enfermedades y dolencias que experimentaban los
esclavos que trabajaban en minas de mercurio (GAONA, 2004). Hacia el siglo XVIII el
mercurio se empezó a utilizar en los sombreros de copa para preservar su firmeza.
Este uso provocó que los trabajadores de las fábricas de sombreros se volviesen locos
como resultado de la inhalación de los vapores de mercurio, cuyos efectos además
eran irreversibles. El irritable “sombrerero loco”, personaje que aparecía en el famoso
libro de Lewis Carroll “Alicia en el país de las maravillas”, es un ejemplo de los efectos
del envenenamiento por mercurio, describiéndose la irritabilidad como uno de los
primeros síntomas de este mal (FERNÁNDEZ, 2006).
Debido al creciente uso industrial de este metal en el mundo, han surgido numerosos
episodios de contaminación ambiental con envenenamiento en seres humanos. Uno de
los primeros y mejor estudiados ocurrió en Japón en 1953 en la bahía de Minamata
(FIGURA 2). Una investigación internacional reveló que el mercurio inorgánico allí
vertido, procedente de una cercana planta de producción de acetaldehido, había sido
convertido en metilmercurio por la acción de microorganismos presentes en los
sedimentos. El MeHg formado sufrió procesos de bioacumulación en peces y moluscos
24
que a su vez constituían parte de la alimentación básica de una población cercana. La
ingestión de pescado contaminado dio lugar a la aparición de la llamada “enfermedad
de Minamata”, cuyos síntomas iban desde la parestesia a defectos graves en recién
nacidos e incluso la muerte, todos ellos típicos de envenenamiento por Me Hg
(FERNÁNDEZ, 2006).
FIGURA 2 Imágenes de la enfermedad de Minamata. A. Fotografías expuestas
en el Museo de la Enfermedad de Minamata en Japón. B.
Sobrevivientes de la enfermedad invitados al Congreso Mundial
sobre mercurio, Minamata, 2001
FUENTE: OLIVERO Y JHONSON (2002).
Este fue el primer caso identificado de metilación in situ y bioacumulación del mercurio
en peces y así constituye el caso epidémico icono de intoxicación humana masiva por
mercurio orgánico a través de la cadena alimentaria. La segunda epidemia de la
Enfermedad de Minamata se registró a lo largo del río Agano, Niigata, Japón
25
(OSORES et al., 2010). También se registran las víctimas del envenenamiento masivo
que ocurrió en Irak entre 1971 y 1972, cuando se utilizó grano tratado con un fungicida
de metilmercurio para preparar pan en ciertas comunidades rurales, y por otra parte de
registra intoxicación masiva en grupos de indios canadienses, que estuvieron
expuestos durante un largo periodo de tiempo a metilmercurio a través del consumo de
pescado (GARCÍA et al., 2006).
Según
el
CENTRO
INTERNACIONAL
DE
INVESTIGACIONES
PARA
EL
DESARROLLO DE CANADÁ (CRDI) (1999), las alteraciones sensoriales, reducción del
campo visual, trastornos de coordinación, disartria, alteración auditiva y temblor son
algunos de los síntomas más frecuentes en esta enfermedad. La intoxicación
transplacentaria del feto es uno de los aspectos más temibles generando Enfermedad
de Minamata Congénita mostrando retraso mental, reflejos primitivos, trastornos de
coordinación, disartria, deformación de las extremidades, trastorno de crecimiento y
movimientos atetósicos e hipersalivación (OSORES et al., 2010).
Según OLIVERO y JHONSON (2002), el metilmercurio es acumulado tanto en el
cerebelo como en la corteza cerebral donde es fuertemente enlazado a las proteínas a
través de los grupos sulfidrilos. Uno de los grandes problemas de este agente tóxico es
su alta capacidad para atravesar la barrera placentaria, entre habitantes de Minamata
(Japón) contaminados con metilmercurio fue frecuente el nacimiento de niños con
microcefalia (disminución en el tamaño del cerebro), ausencia o disminución de la
longitud de las extremidades, sordera y ceguera, estos síntomas reciben el nombre de
“Enfermedad de Minamata”.
El metilmercurio la forma más tóxica puede llegar a causar daños irreversibles,
especialmente cuando se trata de niños recién nacidos y mujeres embarazadas, ya
que el feto es más susceptible a la exposición al mercurio, debido a que puede
penetrar fácilmente la placenta; lo que se traduce en un daño al sistema nervioso
central (FLAHERTY et al., 2003; HSU et al., 2006; RONCHETTI et al., 2006; SHIM et
al. 2004).
La investigación realizada por GOCHFELD (2003), señala la manifestación de parálisis
cerebral grave, ceguera y profundo retraso mental, que presentaban al nacer los hijos
de mujeres expuestas al MeHg, a través del aporte dietético.
26
Según CAMEAN y REPETTO (2007) no hay evidencias suficientes ni en animales ni en
humanos para considerar el mercurio como carcinógeno (grupo 3). Se considera que
los niveles normales de Hg en sangre son los inferiores a 10 μg/L, y en orina, aquellos
por debajo de 20 μg/L. Como en el resto de metales, para la desintoxicación
generalmente se recurre al tratamiento con quelantes.
Estudios revelan efectos adversos en el sistema nervioso central y en los riñones de
personas expuestas a niveles atmosféricos prolongados de 25-30 [µg/m3], las
exposiciones altas también han causado mortalidad. Los efectos observados tanto para
el mercurio elemental, como para los compuestos inorgánicos de mercurio son la
excreción de proteínas de bajo peso molecular, enzimas asociadas con el
funcionamiento de la tiroides, en los índices de abortos espontáneos, genotoxicidad,
sistema respiratorio y digestivo, hígado, sistema inmunológico, piel (ver IMAGEN 3),
entre otros (JARA, 2007).
El riñón es, junto con el sistema nervioso central, un órgano crítico en la exposición al
vapor de mercurio, acumula el compuesto inorgánico de mercurio en mayor medida
que la mayor parte de los otros tejidos (TRASOBARES, 2010). La inhalación repetida
de vapores de mercurio puede comportar un síndrome nefrótico clásico (LAUWERYS,
1994). El mismo autor señala que, el tratamiento con diuréticos mercuriales y la
aplicación cutánea de cremas a base de sales de mercurio pueden provocar la misma
lesión. GARCÍA et al., (2006), confirman en su estudio que la exposición crónica a
vapores de mercurio producen daño renal y que la exposición a mercurio mercúrico
causa tubulopatía renal,
también puede producir glomerulonefritis de base
inmunológica, además el estudio afirma la presencia de síndrome nefrótico en
trabajadores expuestos a compuestos mercuriales.
En relación a los efectos en la piel, la acrodinia o enfermedad rosa aparece en
exposiciones crónicas a mercurio inorgánico, consiste en un eritema de extremidades,
tórax y cara con fotofobia, alteraciones del ritmo intestinal, entre muchos otros
síntomas (BATALLER
Y BALAGUER, 2004). El mercurio también se considera
responsable de alergias subcutáneas, esta reacción se ha observado principalmente
en odontólogos (LAUWERYS, 1994). En el estudio realizado por MORALES et al.,
(2008) se describen los casos de tres niños diagnosticados de síndrome del babuino,
27
definido por la aparición de lesiones dermatológicas de morfología y distribución
características como consecuencia del contacto con mercurio.
FIGURA 3 Manifestaciones cutáneas del contacto con mercurio. A. Pulpitis de
contacto por mercurocromo (mercromina). B. Eccema de contacto
agudo en antebrazo por mercurocromo (mercromina).
FUENTE: ALFONSO et al. (2006).
También existen efectos cardiovasculares asociados, algunos signos de la toxicidad
cardiovascular de la exposición aguda a mercurio elemental son taquicardia, elevación
de la presión sanguínea y palpitaciones (TRASOBARES, 2010). En el estudio realizado
por GARCÍA et al., (2007) se concluye que existe asociación entre la exposición a largo
plazo al mercurio inorgánico experimentada por los trabajadores de las minas de
mercurio y el aumento del riesgo de mortalidad cardiovascular, en particular, del riesgo
de muerte por hipertensión y por enfermedad cerebrovascular. Así mismo lo señala el
estudio de BOFFETA et al., (2001), en donde se demostró que en los trabajadores de
minas europeas de mercurio, aumentó la mortalidad debido a hipertensión y a
cardiopatías, y se indicó que esos efectos aumentaban con el tiempo transcurrido
desde el primer empleo y con la exposición acumulativa estimada al mercurio.
Como ya se ha mencionado, los efectos en la reproducción y el desarrollo son un
aumento de abortos espontáneos, anomalías congénitas y una disminución de la
fertilidad en las mujeres (TRASOBARES, 2010). Quizás uno de los efectos del
metilmercurio que más han impactado a la humanidad ha sido su capacidad
28
teratogénica, que consiste en alteraciones del desarrollo del embrión o del feto lo cual
puede generar malformaciones congénitas (OLIVERO Y JHONSON, 2002).
2.3.4
Límites internacionales y nacionales de concentración de mercurio en
alimentos. La situación de los contaminantes y la presencia de muchas sustancias en
los alimentos, así como su importancia para la salud humana es o ha sido objeto de
investigación científica y debate, es por esto que la FAO/OMS ha fijado valores para
algunos alimentos como se puede observar en el CUADRO 2 para mercurio total y en
el CUADRO 3 para metilmercurio.
CUADRO 2
Límites de concentración para mercurio total en alimentos,
recomendados por Codex Alimentarius.
Hg Total
Límites máximos de mercurio (mg/kg)
Sal de calidad alimentaria
0.1
Aguas minerales naturales
0.001
FUENTE: FAO/OMS (2008).
CUADRO 3
Límites de concentración para metilmercurio en alimentos,
recomendados por Codex Alimentarius.
Metilmercurio
Pescado
Peces depredadores
FUENTE: FAO/OMS (2008).
Concentración de metilmercurio (mg/kg)
0.5
1
29
La FAO/OMS, ha establecido límites de ingesta para mercurio. Dando así un valor
límite para mercurio total y su compuesto más tóxico el metilmercurio, este valor es la
Ingesta Semanal Tolerable Provisional (ISTP) (JALON et al., 1997).
El término ISTP representa la exposición semanal tolerable para aquellos
contaminantes inevitablemente asociados al consumo de alimentos. El término
provisional se refiere a que la evaluación no es definitiva, debido a la escasez de datos
fiables sobre las consecuencias de la exposición en el hombre. Los valores de
observan en el CUADRO 4.
CUADRO 4 Ingesta Semanal Tolerable Provisional (ISTP) de mercurio según
Comisión FAO/OMS.
Elemento
ISTP (ug / kg peso / semana)
Hg Total
5.0
Metilmercurio
1.6
FUENTE: FAO/OMS (2008).
La Ingesta Semanal Tolerable Provisional (ISTP) para mercurio es de 5 ug/Kg
peso/semana, este valor transformado a días es de 48.57 ug/día, considerando un
peso corporal de 64.6 kg, que es el peso medio de los participantes en la Encuesta
Nutricional (JALON et al., 1997).
En el Reglamento Sanitario de los Alimentos de Chile se hace referencia a los metales
pesados y se establece los límites máximos de mercurio (mg/kg) permitidos en el
producto final (CHILE, MINISTERIO DE SALUD, 2004). Un ejemplo de estos niveles en
algunos alimentos se indica en el CUADRO 5.
30
CUADRO 5 Límites máximos de contenido de mercurio para distintos productos
según Reglamento Sanitario de los Alimentos.
Alimentos
Límites máximos de mercurio (mg/kg)
Cereales, legumbres y leguminosas
0.05
Conservas de pescados y mariscos
1.0
Pescado fresco, enfriado y congelado
0.5
talla pequeña
Pescado fresco, enfriado y congelado
1.5
talla grande como tiburón y albacora
Mariscos frescos
0.5
Sal comestible
0.1
Agua mineral de mesa
0.001
FUENTE: CHILE. MINISTERIO DE SALUD (2010).
2.3.5 Ingestas dietéticas y presencia en los alimentos de mercurio. Los alimentos
son sin duda una de las principales fuentes de exposición de mercurio y cabe destacar,
que como principal alimento están los pescados, por ende las personas que presentan
mayor riesgo son las que basan su dieta principalmente en este tipo de alimento
(OYARZÚN, 2008).
El Hg y el Hg-i, procedentes de las actividades antropogénicas llegan a las aguas y se
depositan en los sedimentos. Parte del Hg reacciona para formar HgS insoluble, y
parte es biometilado por acción de las bacterias a MeHg, forma de Hg biodisponible y
cuya presencia se amplifica en la cadena alimentaria, de manera que los peces de los
niveles altos de la cadena trófica tienen contenidos de Hg 10 6 veces superiores a los
del agua donde viven (CAMEAN y REPETTO, 2007).
31
Para la mayoría de la población el pescado es la única fuente dietética significativa de
exposición al MeHg (75-95% del Hg del pescado). Una ingesta alta de pescado
(incluso de especies con bajos contenidos de Hg) puede provocar una acumulación de
MeHg, en un grado capaz de provocar trastornos, y si se trata de mujeres
embarazadas, la cesión al feto de cantidades de MeHg suficientes para provocar una
alteración en el desarrollo del sistema nervioso (GOCHFELD, 2003).
CAMEAN y REPETTO (2007), indican que las ingestas dietéticas de Hg dependerán
del consumo de pescado y variarán en función del país y de su dieta. En la mayoría de
países, las ingestas medias de Hg son inferiores a la ingesta semanal tolerable
provisional, aunque pueden superar el máximo propuesto por los EE UU.
La investigación realizada en Chile por MUÑOZ et al. (2005), señala que la mayor
concentración de mercurio se presenta en pescados y mariscos (48 ng/g. peso
húmedo), con concentraciones seis veces más pequeñas que en los cereales (8 ng/g.
de peso húmedo). En España, la ingesta de mercurio es ocho veces mayor, debido al
mayor consumo de pescado. En China, el grupo de cereales es la princiàl fuente de
mercurio debido al gran consumo de estos alimentos (461.4 g/día), siendo la
concentración del metal 12.1 ng/g. peso húmedo.
En Huelva también se demostró que el grupo alimenticio comprendido por pescado y
marisco es el que tiene una mayor concentración de mercurio total: entre 0,0234 y
0,549 peso fresco (almeja y cazón, respectivamente) (BORDAJANDI et al., 2004).
2.4 Estudio de Dieta Total
Los alimentos en algunos casos podrían constituir una fuente de contaminantes
químicos, por lo cual se ha hecho imprescindible la aplicación de estudios tendientes a
determinar los contenidos de metales y sustancias químicas ingeridas durante el
consumo de alimentos (DÍAZ y GARCÍA, 2002)
Para mantener un control de los denominados contaminantes químicos, existe el
Departamento de Vigilancia de la Seguridad de los Alimentos (perteneciente a la
Organización Mundial de la Salud), área encargada del análisis y evaluación de los
riesgos para la salud, derivados de la presencia en los alimentos de sustancias
32
potencialmente peligrosas (por ejemplo metales pesados), para posteriormente dar
pautas y protocolos de acción en este sentido (FAO/OMS, 2008).
Este monitoreo se lleva a cabo mediante la realización de “Estudios de Dieta Total”,
método definido como: Plan diseñado específicamente para establecer completa y
detalladamente, mediante análisis químico, la ingesta de contaminantes en los
alimentos de una persona que consume la dieta típica y, así, poder tomar las medidas
necesarias para llevar estos niveles a rangos seguros de ingesta. Por otra parte y,
como consecuencia de la información que aporta una Dieta Total, ésta puede informar
de la ingesta de nutrientes, con el fin de poder mantener un consumo de nutrientes
dentro de los niveles recomendados. Es por esto, que la Organización Mundial de la
Salud (OMS), reconociendo la necesidad de disponer de este tipo de datos, en 1985,
editó una publicación titulada “Orientaciones para el estudio de las ingestas
alimentarias de contaminantes químicos”, la cual pretende promover la realización de
estos estudios a nivel mundial, estableciendo criterios homogéneos para permitir la
comparación de los resultados obtenidos en cada nación (FAO/OMS, 1985).
Para evaluar los potenciales riesgos para la salud asociados a la ingesta de
contaminantes químicos que se encuentran en niveles trazas en los alimentos, es
necesario determinar la ingesta promedio de los contaminantes y relacionarlos con los
niveles toxicológicamente aceptables (Ingesta Semanal Tolerable Provisional -ISTP-)
propuesto por la FAO/OMS. Para estimar el riesgo para la salud humana, la FAO/OMS
recomienda el uso del enfoque “Dieta Total”, como una de las medidas más eficaces
para asegurar que la población no quede expuesta, a través de los alimentos, a niveles
tóxicos de productos químicos (MUÑOZ et al., 2000; MUÑOZ et al., 2005 y URIETA et
al., 1996).
2.4.1 Actualidad en la investigación de contaminantes. En la actualidad, no es
mucho lo que se sabe sobre la relación entre la exposición a contaminantes y su efecto
sobre el metabolismo humano. Además cabe mencionar que los contaminantes que se
han estudiado en forma individual, lo que es de importancia para conocer la naturaleza
de su comportamiento, pero estos contaminantes rara vez actúan aislados. Los efectos
33
y las interacciones de mezclas de residuos químicos tienen una importancia
toxicológica mucho mayor (ALLEVA et al., 2006).
Debido a causas naturales o antropogénicas (principalmente por la minería), hay un
contenido substancial de estos compuestos tóxicos en el ambiente chileno y por lo
tanto en diversos alimentos provenientes de varias regiones del país (ROMERO et al.,
2003; MANDAL y SUZUKY, 2002).
Hasta ahora, los estudios sobre metales pesados en los alimentos chilenos se han
realizado como opiniones aisladas, con el fin de diagnosticar la situación de
poblaciones específicas y/o productos alimenticios, con excepción del estudio de dieta
total realizado en Santiago el año 2005 (MUÑOZ et al., 2005), estudio que utiliza una
perspectiva global para evaluar los riesgos de estos metales en los alimentos de Chile
ya que las autoridades gubernamentales chilenas no vigilan la ingesta diaria de los
metales en los alimentos (MUÑOZ et al., 2005).
2.4.2
Tipos de Estudio de Dieta Total. Existen tres variantes a las que puede
aplicarse el término de estudios de dieta total, las cuales son:

Método directo (dieta duplicada). La dieta duplicada consiste en el análisis
de una réplica de la ración diaria ingerida por los participantes del estudio y
tienen la ventaja de que no se necesita conocer los patrones de consumo
alimentario y el número de análisis es reducido. Proporciona una información
precisa sobre la dosis ingerida de los contaminantes de los alimentos. No
obstante, se necesita un gran esfuerzo de los participantes, no siempre fácil de
conseguir y no se puede realizar durante periodos de tiempo prolongados.
Además parece probado que los patrones alimentarios se modifican durante la
prueba. Más que para estudios de consumo medio, son especialmente útiles
cuando se trata de estudiar las ingestas de contaminantes muy concretos en
grupos especiales de población (cuya representación en un estudio que haya
de englobar a toda la población sería muy escasa). El enfoque directo se
refiere al análisis de todos los alimentos y bebidas preparadas para el
consumo. Por lo tanto, refleja los hábitos alimenticios en la preparación de
comida de la población encuestada teniendo en cuenta que pelar, lavar,
34
cocinar, freír, y otras actividades culinarias pueden tener una influencia
significativa sobre el contenido de metales pesados en los productos
alimenticios. Una serie de documentos sugieren que las diferencias de
comportamiento humano, así como los factores socioeconómicos podrían ser
agentes que contribuyan a que surjan errores importantes durante la aplicación
de este método (JALÓN et al., 1997; ZUKOWSKA y BIZIUK, 2008).

Método indirecto (canasta de compra). El estudio de dieta total, más
conocido como canasta de compra, se basa en la estimación de la ingesta
alimentaria específica en una población definida. Los alimentos abordados son
obtenidos a partir de una encuesta recordatoria de 24 horas siendo aplicada a
un universo representativo de la comunidad a estudiar (FLORES, 2008;
ZUKOWSKA y BIZIUK, 2008).
Las encuestas utilizadas en este estudio implican la obtención de una lista para
la compra de muestras de alimentos que representen los productos más
comúnmente consumidos en una población definida, además reúnen la
información necesaria para la preparación de estos alimentos de acuerdo con
los procedimientos estándares del hogar, la combinación de alimentos en
alimentos compuestos o agregados, y permiten la conformación de cada grupo
de alimentos (carnes, verduras, etc.) para medir los niveles de contaminantes
en ellos (ZUKOWSKA y BIZIUK, 2008).
Por otra parte, el estudio de dieta total proporciona información que es
comprensible para el uso de programas de vigilancia de las instituciones
gubernamentales (JALÓN et al., 1997; ZUKOWSKA y BIZIUK, 2008).
Con esta metodología se obtienen las ingestas medias de la población, pero la
relación
costo/información
obtenida
es
muy
ventajosa
al
reducirse
considerablemente el número de análisis necesarios. Permite evaluar
tendencias en las ingestas e identificar los grupos de alimentos que más
contribuyen a la ingesta de cada contaminante. Muchos estudios llevados a
cabo en otros países utilizan este método (JALÓN et al., 1997).

Alimentos individuales. En el Congreso “Estudios de dieta total en Europa”
celebrado en Zeist, Holanda en 1987, con el fin de evitar malinterpretaciones,
se definió, aparte de los dos métodos anteriormente mencionados, la variante
35
conocida como Alimentos Individuales, método en el cual se analizan los
alimentos uno por uno, se identifican directamente los alimentos que más
contribuyen a las ingestas de un contaminante o nutriente dado. Permite la
estimación no sólo de las ingestas de la media de la población en general sino
de las ingestas por estratos de población definidos (por edad, distribución
geográfica, etc.) e incluso permite hacer estimaciones precisas de los valores
de las ingestas de los consumidores extremos. Se necesitan datos sobre
consumo de alimentos y datos analíticos sobre los niveles de cada
contaminante en los mismos. Se seleccionan los alimentos mayoritarios de la
dieta, que son adquiridos, preparados para su consumo y analizados. Se
obtiene mucha más información con respecto a los otros casos, sin embargo su
realización significa un elevado costo. Es el sistema utilizado comúnmente por
E.E.U.U. (JALÓN et al., 1997).
36
3 MATERIAL Y MÉTODO
En Chile, si bien hay estudios que revelan los valores de concentración e ingesta de
arsénico y mercurio en alimentos, se desconoce hasta el momento cuál es la relación
que existe entre la concentración y la ingesta de metales pesados.
Considerando que las costumbres culinarias varían mucho, tanto en el tipo de
alimentos como en procedimientos utilizados para su preparación, así como también
en la frecuencia en que los alimentos son consumidos, la presente investigación se
realizó en base a estudios retrospectivos de concentraciones e ingestas de arsénico y
mercurio realizados en un proyecto conjunto de las ciudades de Chillán y Valdivia,
donde el método de cuantificación de consumo, la obtención de frecuencia de
consumo, así como también las mediciones analíticas se realizaron en las mimas
condiciones. Esto permitió comparar dos realidades de la población chilena, la zona
central representada por la ciudad de Chillán y la zona sur representada por la ciudad
de Valdivia.
3.1 Estudio de Dieta Total aplicada a las poblaciones de Chillán y Valdivia
La metodología a utilizar correspondió al esquema de un Estudio de Dieta Total
(FIGURA 1), para ello, se diseñó y se realizaron encuestas nutricionales recordatorias
de 24 horas, en las cuales se determinaron los alimentos más consumidos y la
proporción en que cada uno de estos alimentos formó parte de la dieta total de ambas
ciudades.
Para llevar a cabo este estudio fue necesario cumplir con los siguientes pasos:
a) Aplicación de un estudio de dieta total mediante una encuesta recordatoria de
24 horas.
b) Los alimentos mencionados en dicha encuesta fueron transformados a
g/persona/día.
37
c) Preparación de la lista de los alimentos más consumidos por las poblaciones en
estudio.
d) Adquisición de dichos alimentos mediante el sistema de canasta de compra en
los lugares habituales de compra de la población.
e) Análisis de cada uno de los grupos para determinar la presencia de arsénico y
mercurio.
f)
Determinación de la ingesta total de la población mediante la evaluación de
resultados.
FIGURA 4 Esquema de Estudio de Dieta Total, aplicado a las poblaciones de
Chillán y Valdivia.
FUENTE: JALÓN et al. (1997).
38
3.1.1 Obtención de datos de consumo. Para realizar la recopilación de datos se
aplicó la encuesta nutricional recordatoria de 24 horas, validada por el estudio
realizado por MUÑOZ et al., (2005), previo conocimiento de la carta de consentimiento
informado (ANEXO 1), entregada a cada una de las personas encuestadas
Mediante este instrumento se recopilaron datos de índole personal como edad, sexo,
masa corporal, estatura, entre otros y también hábitos alimenticios, ya que la persona
encuestada debió informar todos los alimentos ingeridos 24 horas antes del momento
de la encuesta, para así determinar los alimentos consumidos y la proporción en que
cada uno de estos alimentos forman parte de la dieta total.
Esta encuesta recordatoria de 24 horas (ANEXO 2) se realizó en Chillán en un
intervalo de 4 meses (agosto y noviembre 2007) y en Valdivia durante 6 meses (abril –
septiembre 2007). Las mismas reciben la información necesaria para obtener los
alimentos más consumidos por la población con sus respectivas cantidades de
consumo (ANEXO 3), además de los pesos corporales correspondientes a cada
persona encuestada. Estos datos fueron promediados para así poder, una vez
analizadas las muestras de cada grupo de alimentos, obtener la ingesta requerida por
el presente estudio.
De las respuestas de los encuestados, fueron obtenidos finalmente 17 grupos de
alimentos, agrupados por similitud química y/o física, cada uno de los cuales fue
representado por muestras codificadas y preparadas adecuadamente según la
metodología aplicada (adaptada de MUÑOZ et al., 2005), para su lectura y análisis.
3.1.2 Número de encuestas a realizar. Para que los resultados sean representativos
es necesario determinar el tamaño muestral (n) de la población en estudio. Para ello se
utilizó inferencia estadística, estudio que se realiza para conocer parámetros (como
proporciones o medias) y que permite obtener “n” número total de encuestados, con un
mínimo de parámetros conocidos. Como se sabe el total de ambas poblaciones,
161.529 habitantes en la ciudad de Chillán y 140.559 habitantes en la ciudad de
Valdivia, según CHILE, INSTITUTO NACIONAL DE ESTADÍSTICAS (INE), 2002, se
puede aplicar:
39
(3.1)
Donde:
N
: Número total de la población
Z2 α
: Coeficiente de seguridad (1.96 correspondiente a un 95% de confianza)
d
: Precisión que se desea obtener (5%)
p
: Proporción esperada (50% = 0.5)
q
: 1 – p (1-0.5=0.5)

Para Chillán según (3.1)
n = 383.25 ≈ 383 encuestados en Chillán

Para Valdivia según (3.1)
n = 383.25 ≈ 383 encuestados en Valdivia
Así se obtuvo el número de encuestados para ambas ciudades, representando el
0.23% de la población de total de Chillán y el 0.27% de la población total de Valdivia,
en la encuesta no se distinguió entre edades ni clases sociales.
40
3.2 Metodología
3.2.1 Tratamiento del material de laboratorio. Todo el material de laboratorio, ya
sea nuevo o usado, luego de ser lavado fue enjuagado con agua ultra pura (18 MΩ cm 1
) y secado a temperatura ambiente protegiéndolo del polvo.
Los reactivos utilizados fueron de calidad para análisis o superior (Merck); se utilizó
agua ultra pura obtenida de un desmineralizador de agua (Easy pure mod. LF/D738233) para la preparación de reactivos.
El lavado de materiales tuvo como objetivo eliminar cualquier partícula indeseada. El
material de vidrio y de plástico utilizado se lavó con agua corriente y detergente
alcalino, posteriormente fue enjuagado con agua destilada. Inmediatamente el material
fue sumergido con agua ultrapura a fin de eliminar cualquier interferente, así después
el material se dejó secar al aire.
3.2.2 Adquisición y preparación de las muestras. Los alimentos fueron adquiridos
de lugares habituales de venta al público, llevándose inmediatamente al laboratorio,
siendo refrigerados o congelados según su requerimiento, para la posterior preparación
de muestras representativas de cada grupo de alimentos conformado anteriormente y
con las cuales se realizó la estimación de la ingesta.
Los tratamientos de las muestras fueron los siguientes:

Muestras cocinadas: Se procesaron de la misma manera que son
habitualmente consumidas, descartándose las partes no comestibles y evitando
la adición de sal y otras especies que puedan haber aumentado los contenidos
metálicos. Las técnicas culinarias utilizadas para su preparación fueron, entre
otras, cocinado a la plancha, al vapor, a la cacerola y horno convencional.

Muestras en conserva: Las muestras que contenían aceite como líquido de
cobertura (atún, bivalvos, y otros productos), fueron drenadas inmediatamente
después de abrir y puestas sobre papel filtro para prensarlas y así extraer la
mayor cantidad de aceite posible. Por otro lado, las muestras que contenían
agua como líquido de cobertura, sólo se les drenó este líquido.
41

Muestras de consumo fresco: Estas muestras estuvieron compuestas
principalmente por vegetales, siendo éstos lavados con agua destilada para
quitar restos de polvo, seguida por un enjuague final con agua de alta pureza
grado reactivo de 18 MΩ cm -1. Fueron seleccionadas las partes comestibles y
se desechadas las porciones no comestibles.
Para la conformación de las muestras, los alimentos una vez ya habiendo pasado por
el tratamiento culinario respectivo, fueron homogenizados en una trituradora de
alimentos (Minipimer, Moulinex) y envasadas en frascos plásticos. Cada uno de los
grupos estuvo conformado por 3 muestreos diferentes, conteniendo éstos, los mismos
alimentos del grupo pero de diferentes marcas comerciales o adquisición y codificados
como M1, M2 y M3.
Cabe destacar que todos los muestreos fueron trabajados en duplicado, por lo que
cada grupo de alimentos estuvo conformado por 6 frascos de muestra. A cada frasco
se agregó la cantidad correspondiente al porcentaje en peso calculado para cada
producto conformante del grupo, suficiente para obtener 100 g totales de muestra, las
que fueron utilizadas para la cuantificación, ambos contaminantes tóxicos requeridos
por el presente proyecto académico.
Todos los frascos preparados, fueron finalmente puestos bajo condiciones de
congelación, para así mantener sus características, tanto físicas como organolépticas,
en óptimo estado de conservación hasta su utilización.
3.2.3
Determinación y cuantificación de arsénico. A continuación se detalla el
proceso de cuantificación de arsénico inorgánico y total utilizado para la obtención de
resultados.

Protocolo de determinación de arsénico: Se pesan 0.25 g. de muestra seca
(en duplicado) en un vaso de precipitados de 100 mL. de formato alto en
balanza analítica (Sartorius mod. 230 S). Se añade 1 mL. de agente
mineralizante (Mg(NO3) x 6H2O 20% p/v + MgO 2% p/v) y 5 mL. de HNO3 50%
v/v la mezcla se evapora a sequedad empleando una placa calefactora
(Gerhardf mod. EV 16), posteriormente se mineraliza en un horno mufla
42
(Termolyne mod. FB 1410M – 26) a 425ºC por un periodo de 12 de horas. En el
caso de que las cenizas obtenidas no fueran blancas, se adiciona 5 mL. De
HNO3 10% v/v, se evapora a sequedad siguiendo el mismo proceso en el horno
mufla. Tras la mineralización, se disuelven las cenizas blancas obtenidas en 5
mL. De HCl al 50% v/v y se añaden 5 mL. de la mezcla reductora (Kl 5% p/v +
ácido ascórbico 5% p/v), transcurridos 30 minutos, se filtra la disolución sobre
papel filtro (Whathman Nº1) y se afora a 25 mL. Con HCl al 30% v/v (MUÑOZ et
al., 2001).
Posteriormente el As se cuantifica en las muestras frente a una curva patrón de
As (III) mediante el espectrofotómetro de absorción atómica acoplado con
generador de hidruro HG-AAS (Varian mod. SpectrAA 55).

Preparación de soluciones estándares. Las soluciones estándares que se
utilizaron para obtener la curva patrón de As (III) se prepararon utilizando un
estándar de As (V) de 1000 µg/mL, de éste se extrajeron alícuotas para obtener
concentraciones de 1, 2, 5 y 10 ng/mL respectivamente, a cada una de ellas se
añadió 5 mL. de mezcla reductora (Kl 5% p/v + ácido ascórbico 5% p/v) y se
aforaron a 25 mL. Con HCl al 30% v/v, posteriormente fueron cuantificadas en
el espectrofotómetro de absorción atómica, todos los reactivos utilizados
(Merck) son de calidad para análisis.
3.2.4 Determinación de la ingesta de arsénico. La determinación de la ingesta de
arsénico se realiza mediante el cruce de los datos analíticos de las concentraciones de
arsénico (µg/g) en base húmeda y los datos de la masa total de la porción de una
persona (g/porción).
3.3 Determinación y cuantificación de mercurio
A continuación se detalla el proceso de cuantificación de mercurio utilizado para la
obtención de resultados:

Etapa de digestión de las muestras: Se pesaron dos gramos de muestras
homogenizada y se depositaron en un vaso precipitado. A continuación se le
agregaron 20 mL de HNO3 al 65% v/v. El ácido nítrico fue seleccionado como
agente oxidante por su efectividad para disolver la materia orgánica y minimizar
43
así las posibles interferencias producidas por la presencia de residuos
orgánicos. Posteriormente se procedió al calentamiento en placa calefactora,
por un periodo de tiempo de alrededor de 4 a 6 horas. En caso que el contenido
disminuyera mucho se le adicionó 10 mL del mismo ácido. Una vez que el
contenido se vuelva a un color translucido, se enfriaron los vasos. Se dejaron
reposar toda la noche con el fin de eliminar los vapores nitrosos; posteriormente
se filtraron a través de papel Whatman N˚1 sobre matraces de aforo de 25 mL y
llevándose a volumen con HCl 5% v/v. Las muestras se analizaron en
duplicado. Los blancos se prepararon siguiendo el mismo procedimiento
indicado para las muestras. Toda ésta etapa se realizó bajo campana de
extracción por los vapores de ácido nítrico concentrado.

Preparación de reactivos y patrones de mercurio: El patrón de mercurio se
preparó a partir de una solución estándar comercial 1000 mg/L marca Merck, de
la cual se prepararon soluciones de 1000 ug/L y 100 ug/L aforados con HCL 5%
v/v. A partir de la solución patrón (100 ug/L) se prepararon diferentes
concentraciones en HCL 5%, con la finalidad de construir la respectiva curva de
calibración.

Espectrofotometría de Absorción Atómica con generador de vapor frío.
Para la cuantificación de mercurio se empleó un espectrómetro de absorción
atómica marca Varian modelo SPECTRA A-55 con generador de vapor frío flujo
continuo. Este sistema consta de una bomba peristáltica multi-canal de
velocidad variable para distribuir las disoluciones de reactivos y muestra, la cual
se controla manualmente alternando entre el blanco y la solución de muestra. El
mercurio gaseoso generado desde el separador gas-liquido fue llevado al
detector de AAS. El monocromador de espectrómetro de absorción atómica se
ajustó a 253,7 nm, se utilizó una lámpara de cátodo hueco de mercurio
ajustando la celda de cuarzo tal que la trayectoria de la luz del instrumento pase
a través de ella.
3.4 Validación de la metodología.
Todo método analítico debe contar con una validación. En la presente investigación
esta labor se ha realizado evaluando los parámetros de exactitud y precisión, por
44
medio de adición de estándar As (V) lo cual consistió en seleccionar una muestra de la
cual se realizaron 6 réplicas, a 3 de ellas se les adicionó 1 mL. de 125 ng/mL. del
estándar de arsénico sobre 0.25 g. de muestra seca, se realizó toda la determinación y
se cuantificó su contenido de arsénico, este se comparó con el de las réplicas no
adicionadas determinándose así el porcentaje de recuperación (exactitud). A
continuación se describen las ecuaciones para el cálculo de exactitud, precisión y límite
de detección.
Donde:
Ma
: Muestra con adición
M
: Muestra sin adición
a
: Cantidad adicionada
Para la evaluación de la precisión (CV %) se calculó la desviación estándar de las
muestras con adición.
Donde:
X
: Media de muestra con adición
El límite de detección del equipo se determinó realizando seis blancos calculándose su
desviación estándar en términos de concentración y multiplicando a la misma por tres
(factor que permite asegurar con un 95% que la señal es significativamente diferente a
la línea base).
En el caso del mercurio, se determinó el límite en el cual el equipo podría leer la
concentración mínima (límite de detección), determinar la exactitud mediante el
porcentaje de recuperación que tiene la técnica, se espera que se recupere entre un 80
a un 120% de ella, y por último se determina la precisión por medio del coeficiente de
variación, que representa el grado de concordancia entre las lecturas que realiza el
equipo en las distintas muestras.
45
4 PRESENTACIÓN Y DISCUSIÓN DE RESULTADOS
4.1 Análisis de datos de consumo del Estudio de Dieta Total en las ciudades de
Chillán y Valdivia
Los antecedentes de consumo de alimentos fueron reportados en la ciudad de Chillán
por PEREZ, (2009) y en la ciudad de Valdivia por FLORES, (2008). Dentro del marco
de proyecto de Estudios de Dieta Total, en el cual se determinan diferentes
compuestos tóxicos tales como acrilamida, plomo, arsénico y mercurio, etc.
La determinación de los alimentos consumidos en ambas poblaciones, se visualiza en
la FIGURA 5, en donde se observa que, los alimentos consumidos en mayor
proporción en ambas ciudades, corresponde al grupo de bebidas no alcohólicas con un
valor de 553.1 g/día en Chillán, lo que representa el 30.9% de la dieta y 539.6 g/día en
Valdivia, lo que representa un 28.4 % de la dieta; estos valores son ampliamente
superiores a los demás que conforman la dieta, posteriormente le sigue el grupo pan
con 256.1 g/día en Chillán, equivalente al 12.8% y 244.3 g/día en Valdivia, equivalente
al 14.3% de la dieta; finalmente el grupo vegetales figura en Chillán con 149.2 g/día
equivalente al 8.3% y en Valdivia 241.3 g/día correspondientes al 12.7%.
De los alimentos con menor consumo están los grupos grasas y aceites, que en la
ciudad de Chillán se observan 16.4 g/día (0.9% de la dieta) y en Valdivia 15.7 g/día
(0.8% de la dieta), el grupo aliños en Chillán muestra 17.8 g/día (0.9% de la dieta) y en
Valdivia 24.0 g/día (1.3% de la dieta) y el grupo huevos en Chillán con 28.8 g/día (1.6%
de la dieta) y 13,1 g/día (0,7% de la dieta) en Valdivia.
Otro grupo de menor consumo pertinente de mencionar es el de pescados y mariscos,
26.7 g/día (1.5% de la dieta) en Chillán y 18.6 g/día en Valdivia (1% de la dieta), a este
grupo se asocian altos contenidos de metales pesados (GIL et al., 2006; CAMPBELL et
al., 2008; CASTRO y MÉNDEZ, 2008; DOREA, 2008; y RUELAS et al., 2008).
46
FIGURA 5 Grupos de alimentos consumidos por los habitantes de Chillán y
Valdivia.
Estos mismos datos de consumo, de las dos poblaciones en estudio, se representaron
a través de su diferencia (ver FIGURA 6), en donde es posible observar a simple vista
las diferencias entre el consumo de los grupos de alimentos en las ciudades de Chillán
y Valdivia. Se evidencia el amplio margen de preferencia de consumo para las
verduras, papas y leche en la población valdiviana, en cambio en la ciudad de Chillán
los azúcares, los huevos y las bebidas no alcohólicas son los alimentos predominantes;
sin embargo, no con un margen tanto más amplio de consumo.
Así mismo, se observa que el grupo de grasas y aceites y derivados cárnicos no
presentan grandes diferencias lo que evidencia que el consumo es muy similar tanto en
Chillán como en Valdivia.
47
FIGURA 6 Diferencia de consumo de los grupos de alimentos en los habitantes
de Chillán y Valdivia.
Asi mismo, los mismos datos de consumo en ambas poblaciones, son representados a
través de un gráfico de espina de pescado (ver FIGURA 7), en donde se observa que
el consumo de ciertos grupos no difiere mayormente entre sí, y se representa
claramente los grupos con mayor consumo en ambas poblaciones como el de bebidas
no alcohólicas, pan y verduras, y los de menor consumo en ambas ciudades como
aliños, frutas y huevos.
48
FIGURA 5 Comparación de consumo en las poblaciones de Valdivia y Chillán.
A continuación se compara el presente estudio de Dieta Total con el realizado
previamente en la ciudad de Santiago (MUÑOZ et al., 2005). En la FIGURA 8 se
observa que el estudio de Dieta Total realizado en Santiago en el año 2005, presenta
valores un tanto diferentes para algunos grupos de alimentos a los obtenidos en los
estudios realizados en Chillán y Valdivia, pero para otros grupos de alimentos los
valores son muy similares. Por ejemplo el grupo pan, el consumo en Santiago es 242.7
g/día y 256.1 g/día en Chillán y en Valdivia 244.3 g/día, así mismo para el grupo de las
papas 137.5 g/día para Santiago y 91.1 g/día para Chillán y 129.0 g/día Valdivia. En
cuanto al grupo de mayor consumo para esta investigación, que es de las bebidas no
alcohólicas, la cual tuvo un aumento significativo de 1,6 veces más de lo registrado en
49
el estudio realizado en Santiago 2005, con valores de 539.6 g/día para Valdivia, 553.1
g/día en Chillán y 329,8 g/día para Santiago.
FIGURA 6
Comparación de alimentos consumidos, por grupo, por las
poblaciones de Chillán, Valdivia y Santiago.
En cuanto al consumo de pescados y mariscos es bajo, tanto en las ciudades de
Chillán y Valdivia, como en la ciudad de Santiago, considerando que este alimento es
una fuente importante de ácidos grasos insaturados en especial omega 3. También se
puede agregar que el consumo en Santiago (33.1 g/día) y Chillán (26.7 g/día) es mayor
que en la cuidad de Valdivia (18,6 g/día).
50
4.2 Estudios de Dieta Total en Chile y otros países del mundo
En la FIGURA 9 se muestra una compración del consumo de alimentos en 4 países del
mundo, dentro de los cuales está: España realizada en 1991 (URIETA et al., 1991).
Gran Bretaña realizada en 1997 (YSART et al., 2000), Japón llevada a cabo en el año
2003 (SAMAMOTO et al., 2005) y Chile, ciudad de Santiago, realizada en los años
2005 (MUÑOZ et al., 2005), Chillán (Chile), en el año 2009 (PEREZ, 2009) y en el
2008, en la ciudad de Valdivia, Chile (FLORES, 2008).
FIGURA 7 Comparación consumo de alimentos de Chile y países del mundo
51
Hacer comparaciones con estudios similares hechos en otros países no es fácil.
Debido a lo avanzado que está este tema a nivel internacional, muchos de los Estudios
de Dieta Total, a diferencia de Chile, se hacen por segmentos de la población,
separándola por edades y sexo, por lo que las comparaciones que a continuación se
muestran están hechas con la dieta promedio entre mujeres y hombres adultos de los
estudios referidos. Sin embargo, los estudios realizados en distintas partes del mundo
permiten saber las realidades existentes entre los países.
En este sentido, se puede observar que el consumo de alimentos o las preferencias
por algún determinado alimento, es lo que marca la diferencia alimentaria entre uno y
otro país, por ejemplo la FIGURA 9 muestra que Japón tiene gran preferencia por las
bebidas no alcohólicas (600 g/día), cereales (239.5 g/día), vegetales (157.0 g/día) y
leche (143.1 g/día); este país al ser comparado con los estudios realizados en Chile
presenta consumos similares a sus grupos de preferencia, Chile promedia un consumo
de 474.1 g/día en bebidas no alcohólicas, 239.2 g/día en el grupo de vegetales y 124.8
g/día de leche. Sin embargo, la gran diferencia se observa en el grupo pan, en donde
Japón presenta 16 g/día siendo uno de los grupos de menor consumo y Chile promedia
de 247,7 g/día, siendo uno de los grupos de mayor consumo. Respecto al consumo de
pescados y mariscos, Japón tiene un valor de 79 g/día, bastante mayor al que presenta
Chile (26.1 g/día promedio).
Al comparar a Chile con España, se observa que los españoles tienden a consumir en
mayor proporción las frutas (377.0 g/día, valor 3.5 veces mayor que el de Chile), la
leche es otro alimento altamente consumido en España (293.7 g/día), dos veces más
que en Chile, también destaca como un grupo de gran consumo en España las bebidas
alcohólicas (243.1 g/día) sin embargo, Chile presenta un valor promedio 4.5 veces
menor (4.5 g/día). Respecto al consumo de pescados y mariscos, España tiene un
valor de 89.3 g/día, bastante mayor al que presenta Chile (26.1 g/día promedio).
En cuanto a la dieta de los ingleses, ésta se basa en la leche (284.0 g/día), consumo
1.6 veces mayor que el de Chile, otro alimento que destaca su consumo son las papas
(133.2 g/día), consumo muy similar al del país (119.2 g/día promedio). Respecto al
consumo de pescados mariscos, Gran Bretaña consume 13 g/día, 2.5 veces menos
que Chile (26.1 g/día promedio).
52
Por otra parte, Las concentraciones de arsénico total, las cuales se observan en el
ANEXO 4 y en la FIGURA 10, muestran que la mínima concentración de arsénico total
en la ciudad de Chillán la presentan los grupos de derivados lácteos, frutas y el de
leguminosas y nueces con 0.004 µg/g, y el mayor contenido se observa en el grupo de
pescados y mariscos con 1.554 µg/g. En la ciudad de Valdivia se observa que el grupo
papas presenta la menor concentración con 0.0118 µg/g. y, al igual que en la ciudad de
Chillán, el grupo de pescados y mariscos presenta la mayor concentración con 1.8445
µg/g.
De acuerdo a los resultados anteriormente expuestos, el grupo de pescados y
mariscos, sobrepasa el límite establecido por el Reglamento Sanitario de los Alimentos
(RSA) (CHILE, MINSTERIO DE SALUD, 2010) que establece un límite máximo para
pescados frescos, enfriados, congelados y en conserva de 1 µg/g. y para moluscos,
crustáceos y gastrópodos indica 2 µg/g (arsénico inorgánico) como límite máximo.
El hecho de que se encuentren algunos valores sobre los establecidos por el RSA, no
es necesariamente perjudicial para la salud de los consumidores de estos productos,
ya que la toxicidad del arsénico depende de su estado químico, por lo tanto al ser
arsénico total éste puede ser tanto arsénico inorgánico, que es el más dañino, y cuyas
especies poseen una Dosis Letal (DL50) cercana a 4.5 µg/g. o arsénico orgánico con
una DL50 superior a 890 µg/g.
Las especies inorgánicas de arsénico As (III) y As (V) son consideradas las formas
más tóxicas. La dosis letal media (DL50) para As (III) es de 34,5 mg kg-1 peso corporal y
de 41 mg kg-1 peso corporal para As (V). El ión tetrametilarsonio uno de las especies
altamente metiladas presenta una letalidad considerable DL 50 890 mg kg-1 peso
corporal un tanto más tóxico que el MMA DL 50 1800 mg kg-1 peso corporal y el DMA
DL50 1200 mg kg-1 peso corporal, este último a sido demostrado que es cancerígeno en
ratas. (MUÑOZ et al., 1999)
Cabe destacar que el límite establecido por el RSA es de 1 µg/g. como arsénico total
que corresponde solo a pescados frescos, congelados y conservas, en cambio para
mariscos y crustáceos es de 2 µg/g. expresado como arsénico inorgánico, por lo tanto
no se tendría una información específica acerca de la concentración máxima que
53
podrían contener los mariscos de arsénico total, lo cual no permite establecer un
resultado que asegure la inocuidad del alimento.
Si bien es cierto, se ha dicho que los compuestos arseniacales inorgánicos son los más
tóxicos,
estudios
recientes
muestran
que
también
existen
compuestos
organoarseniacales trivalentes (MMA) que han sido reevaluados mostrando una alta
toxicidad, incluso mayor a los compuestos inorgánicos de As (III) y As (V) (SUN et al.,
2007; HUGHES, 2002), pero todavía se consideran en general a los compuestos
inorgánicos de arsénico más tóxicos.
FIGURA 8
Concentraciones de arsénico total en los distintos grupos de
alimentos en las poblaciones de Chillán y Valdivia
54
Otros estudios han informado la presencia de concentraciones altas de arsénico total
tanto en pescados como en mariscos, como es el caso de España, donde las
concentraciones encontradas en Cataluña fueron de 3.633 µg/g. (URIETA et al., 1996),
en España de 2.210 µg/g. (LLOBET et al., 2003); en el Reino Unido de 4.3 µg/g.
(YSART et al., 1999) y en Canadá de 1.662 µg/g. (DABEKA et al., 1993). En el caso
particular de Chile, en el estudio realizado por MUÑOZ et al. (2005), se encontró una
concentración en promedio de 1.351 µg/g., siendo los productos marinos el grupo de
alimentos con el mayor contenido de As total, por lo tanto es importante realizar
estudios más en profundidad acerca de este tipo de alimentos ya que pueden
presentar un riesgo para la salud al estar contaminados con este metaloide.
4.3 Concentraciones de arsénico inorgánico
Las concentraciones de arsénico inorgánico, las cuales se observan en el ANEXO 5 y
en la FIGURA 11, muestran que la mínima concentración de arsénico inorgánico en la
ciudad de Chillán la presentan los grupos de huevos y verduras, ambos con un valor de
0.002 µg/g., y las mayores concentraciones se observan en los grupos de aliños con
0.043 µg/g., y en el grupo de pescados y mariscos con 0.046 µg/g. Por otra parte, en la
ciudad de Valdivia, las frutas presentan la menor concentración con 0.006 µg/g., y el
mayor valor se registra en el grupo de productos marinos con 0.043 µg/g., valor muy
similar a Chillán.
Si bien es cierto, el RSA (CHILE, MINISTERIO DE SALUD, 2010) establece
concentraciones de arsénico inorgánico sólo para crustáceos y moluscos (2 µg/g), se
debe especificar que todas las concentraciones están por debajo de lo establecido. La
normativa chilena debería homogeneizar los límites máximos bajo la forma de arsénico
inorgánico, ya que es la más tóxica, como se ha señalado anteriormente.
La gran diferencia que existe entre las concentración de arsénico tanto total como
inorgánico del grupo pescados y mariscos con respecto al resto de los grupos de
alimentos, se puede explicar debido a la fisiología de los mariscos, la que les permite
una mayor capacidad de retención de partículas en su organismo, lo que explicaría las
altas concentraciones de este metaloide en este tipo de productos (PRENDEZ, 1994 Y
MATA, 1995).
55
FIGURA 9
Concentración de arsénico inorgánico en los distintos grupos de
alimentos en las poblaciones de Chillán y Valdivia
4.4 Estimación de la ingesta de arsénico
La estimación de la ingesta de arsénico se llevó a cabo una vez recopilados los datos
de concentración y consumo del mismo en ambas ciudades. A continuación se
describe el cálculo realizado para determinar la ingesta tanto de arsénico total como
inorgánico:
Ingesta (µg/día) = Concentración (µg/g de alimento) * Consumo (g/persona/día)
Ejemplo determinación de ingesta de arsénico total en el grupo de aliños de la ciudad
de Valdivia:
Ingesta As-t aliños (µg / día) = 0.55 µg/g de alimento * 17.8 g/persona/día
Ingesta As-t aliños = 9.79 µg / día.
56
Según el ANEXO 6, representado por la FIGURA 12, se observa claramente que el
grupo de pescados y mariscos se diferencia de los demás grupos de alimentos en lo
que a ingesta de arsénico total se refiere, con 34.31 μg/día en Chillán y en Valdivia con
47.01 μg/día. Una ingesta menor a los pescados y mariscos, se presentan los cereales
(Chillán: 5.43 μg/día y Valdivia: 4.28 μg/día), el grupo pan (Chillán: 4.51 μg/día y
Valdivia: 5.48 μg/día) y el grupo de bebidas no alcohólicas (Chillán: 0.45 μg/día y
Valdivia: 0.84 μg/día). Sin embargo, se debe enfatizar que la FIGURA 12 hace
referencia sobre valores de arsénico total, del cual solo una fracción corresponde a su
forma inorgánica que es la más tóxica y para la cual está definida la ISTP (15 μg/kg
peso corporal/semana). El valor de ingesta de arsénico total en las poblaciones (62.62
μg/día en Chillán y 72.99 μg/día en Valdivia) representan la ingesta del metaloide a
través de la dieta total de cada ciudad, por lo que se debería recurrir a una especiación
para poder conocer la concentración tanto de las especies orgánicas e inorgánicas.
FIGURA 10 Ingesta de arsénico total (μg/persona/día) en las ciudades de Chillán y
Valdivia, para cada grupo de alimento.
57
El valor recomendado por la FAO/OMS (1993) de 15 μg/kg peso corporal/semana
(ISTP) se traduce en 2.14 μg/kg peso corporal/día (IDTP) de ingesta de arsénico
inorgánico y en consideración a un adulto de peso promedio 64.6 kg. se obtiene 136
μg/persona/día. Para arsénico total existen límites establecidos por el RSA solo para
pescados frescos, congelados y conservas, para mariscos y crustáceos el límite está
expresado como arsénico inorgánico, lo que deja un vacío en lo que respecta a los
límites de arsénico inorgánico en pescados, considerada la forma química considerada
más tóxica.
A continuación se presenta la FIGURA 13, que representa los valores de ingesta de
arsénico inorgánico por grupo de alimento de las poblaciones de Chillán y Valdivia (ver
ANEXO 7).
FIGURA 11 Ingesta de arsénico inorgánico (μg/persona/día) en las ciudades de
Chillán y Valdivia, para cada grupo de alimento.
58
Tanto Chillán como Valdivia coinciden en los alimentos que representan la mayor
ingesta de arsénico inorgánico, los que corresponden a bebidas no alcohólicas, pan y
cereales. En Chillán, las bebidas no alcohólicas evidencian un 21.0% de ingesta de Asi y en Valdivia, un 20%. El pan presenta un 27.3% de ingesta de As-i en la ciudad de
Chillán y en Valdivia un 15.7%. El grupo de los cereales en la población de Chillán
representa un 8.4% de ingesta de As-i y un 9.4% en Valdivia. La situación del grupo
pescados y mariscos, en Chillán y Valdivia presentan un 8.2% y 4.0% respectivamente
de ingesta de la forma inorgánica.
La ingesta total de arsénico inorgánico en la dieta de la población de Chillán
corresponde a 15.12 μg/kg peso corporal/día, en Valdivia resulta ser 1.3 veces mayor
con 20.22 μg/kg peso corporal/día, pero ambas poblaciones se encuentran bajo las
recomendaciones del comité FAO/OMS (136 μg/kg peso corporal/día).
En la Comunidad Autónoma del país Vasco (CAPV) la ingesta media de arsénico total
a través de la dieta en el periodo de 1990-1995 ha sido de 297 µg/día (entre 255 y 345
µg/día). Esta ingesta es muy elevada, mucho mayor que la de todos los estudios
consultados incluso Japón (280 µg/día). En este caso el hecho de tener ingestas más
elevadas se relaciona con diferencias en el consumo de pescado puesto que casi todo
el arsénico de la dieta procede de este grupo, los resultados indicaron que un 84-100%
del arsénico presente en las muestras de productos pesqueros, estaba en forma de
arsenobetaina y que el arsénico inorgánico detectado no alcanzaba el 5% (JALÓN,
2006; CARRIÓN, 2009; MUÑOZ et al., 2005; OMS, 2011; YSART et al., 1999).
A pesar de que la ingesta de arsénico total es elevada, la exposición a este elemento
no parece presentar un riesgo apreciable para la salud puesto que mayoritariamente se
trata de arsénico orgánico. En general las ingestas de arsénico total resultaron
mínimas al compararlas directamente con los valores de referencia para el arsénico
inorgánico, por lo cual no existe riesgo derivado de la ingesta de este elemento para
ninguna de las ciudades estudiadas.
59
4.5 Concentración de mercurio en las poblaciones de Chillán y Valdivia
La estimación de la ingesta de mercurio se llevó a cabo luego de recopilar los
resultados analíticos del contenido de mercurio encontrado en cada grupo de alimento
analizado. En el ANEXO 8 se muestran los niveles de mercurio de cada grupo de
alimentos. A continuación la FIGURA 14, grafica la concentración de mercurio en los
alimento consumidos por las dos poblaciones.
FIGURA 12 Concentración de mercurio en los distintos grupos de alimentos en
las poblaciones de Chillán y Valdivia.
Al interpretar los resultados de la concentración en los distintos grupos de alimentos de
la Dieta Total, se aprecia que la mayor concentración o niveles de mercurio en ambas
ciudades se encuentra en el grupo de pescados y mariscos, siendo muy similares
60
(Chillán con 0.022 µg/g y Valdivia con 0.026 ug/g) y resultan ser cifras bastante
alejadas de los demás grupos que componen la dieta en ambas poblaciones. La
población de Chillán muestra en los grupos de azúcares y aliños concentraciones de
Hg notoriamente diferenciadas mostrando 0.02 µg/g en los azúcares y 0.018 µg/g en
aliños, sin embargo, estos mismos grupos la población valdiviana presenta
concentraciones menores 0.005 µg/g en aliños y 0.003 µg/g en azúcares.
En el grupo de cereales, ambas poblaciones muestran concentraciónes de Hg
similares, 0.007 ug/g para Chillán y 0.009 ug/g para Valdivia.
Los resultados obtenidos son muy similares a los del Estudio de Dieta Total realizado
en el año 2005 en Santiago por Muñoz et al., (2005), en donde el grupo que más
aporta contenidos de mercurio a la dieta es el de pescados y mariscos (0.048 ug/g) y
un segundo lugar para el grupo de cereales (0.008 ug/g) de la misma manera que en
este estudio. No obstante en el estudio realizado en la Región Metropolitana la
concentración para pescados y mariscos fue de 0.048 ug/g, mientras tanto la realizada
en Chillán y Valdivia informa una concentración promedio de 0.024 ug/g para el mismo,
siendo casi el doble en la ciudad de Santiago de Chile.
No ocurre así lo mismo para los cereales ya que en Santiago el valor registrado fue de
0.008 ug/kg y en las ciudades de Chillán y Valdivia se presenta un promedio de 0.008
ug/g siendo prácticamente iguales. Hay que destacar que si bien el grupo de pescados
y mariscos son los que mayor aportan a la dieta, el valor no sobrepasa el límite máximo
permitido en Reglamento Sanitario de los Alimentos.
Entre los grupos con menor concentración de mercurio están los vegetales con 0.005
ug/g y 0.001 ug/g para Chillán y Valdivia, respectivamente; también está el grupo de
bebidas alcohólicas con 0.003 y 0.001 ug/g para Chillán y Valdivia, respectivamente;
además del grupo de frutas con 0.004 y 0.003 ug/g para Chillán y Valdivia
respectivamente.
4.6 Estimación de la ingesta de mercurio
La estimación de la ingesta de mercurio se llevó a cabo luego de conocer los
resultados analíticos del contenido de mercurio encontrado en cada grupo de alimento.
A continuación se describe el cálculo realizado para determinar la ingesta de mercurio:
61
Ingesta (µg/día) = Concentración (µg/g de alimento) * Consumo (g/persona/día)
Ejemplo determinación de ingesta de mercurio en el grupo de aliños de la ciudad de
Valdivia:
Ingesta Hg Aliños (µg / día) = 0.005 µg/g de alimento * 17.8 g/persona/día
Ingesta Hg Aliños = 0.089 µg/persona/día.
En el ANEXO 9 se muestra la ingesta de mercurio de cada grupo de alimentos, para
ambas ciudades. Estos valores son representados en la FIGURA 15.
FIGURA 13 Ingesta de mercurio (μg/persona/día) en las ciudades de Chillán y
Valdivia, para cada grupo de alimento.
62
El valor toxicológico de referencia utilizado en este estudio fue el ISTP (Ingesta
Semanal Tolerable Provisional), parámetro recomendado por el Comité Experto sobre
Aditivos de Alimentos de la FAO/OMS. El ISTP para mercurio, fue fijado en 1972 por la
misma organización, el que recomendó que este metal pesado no debía ser ingerido
por sobre los 340 μg/semana, de los cuales no más de 224,4 μg/semana deben ser
metilmercurio (FAO/OMS, 2008), donde todos los valores anteriores han sido
calculados para una persona de 68 kilos, peso promedio de los participantes de la
encuesta alimentaria. En 1988, el Comité determinó el ISTP recomendado
anteriormente de mercurio y metilmercurio para la población general. Dado que la
información recopilada en las encuestas comprende 24 horas, el ISTP se ha derivado a
IDTP (Ingesta Diaria Tolerable Provisional), término que equivale a ISTP/7 días.
La ingesta diaria de mercurio que aporta el grupo pescados y mariscos fue de 0,5
μg/día en la ciudad de Chillán y 0.4 μg/día en Valdivia (aproximadamente 6.2 % en
promedio de la ingesta total de mercurio para ambas ciudades), siendo estos alimentos
la fuente más importante de mercurio en la dieta. Sin embargo, debido al bajo consumo
de este grupo que existe en las dos ciudades en estudio y pese que es el grupo con
mayor contenido de mercurio, los valores de ingesta son bajos.
En ambas ciudades, la mayor ingesta diaria de mercurio se le atribuye al grupo de las
bebidas no alcohólicas con un valor de 3.72 y 1.13 μg/día (corresponde al 24.6% y
19.6% de la ingesta total de mercurio) para Chillán y Valdivia respectivamente, lo que
tiene explicación debido al elevado consumo de este grupo de alimentos, marcando
inclusive una diferencia muy significativa para los demás grupos. También se presenta
el grupo pan con una ingesta de 2.44 ug/día correspondiente al 16.17% en Chillán y
0.98 ug/día correspondiente al 17.01% de la ingesta total de mercurio, en la ciudad de
Valdivia.
En ambas ciudades, la menor ingesta diaria de mercurio la tienen los grupos de grasas
y aceites y huevos, con valores para el primer grupo de 0.10 μg/día y 0.02 μg/día
(equivalente a 0.34% y 0.68 % de la ingesta total de mercurio) para Chillán y Valdivia
respectivamente. En el grupo huevos los valores responden a 0.16 y 0.03 μg/día
(representando un 1.05% y 0.52% de la ingesta total de mercurio) para Chillán y
Valdivia.
63
Cabe mencionar que, en Chillán, los grupos se encuentran entre los valores de ingesta
de mercurio de 0,1 y 3.7 μg/día y Valdivia muestra valores entre 0.02 y 1.13 μg/día;
esta situación es importante al momento de evaluar la seguridad toxicológica de un
alimento, debido a que el mercurio, es el metal pesado que presenta el mayor riesgo
para la salud, aún en pequeñas concentraciones.
Sin embargo, los resultados obtenidos se encuentran por debajo de los considerados
perjudiciales, según FAO/OMS, para el ser humano. Por ello, se hace necesario
realizar una continua evaluación de los contaminantes en los alimentos, para
asegurarnos de no sobrepasar los niveles considerados como seguros por la
FAO/OMS (ISTP).
4.7 Comparación de la ingesta de mercurio en distintos países
Según la información recopilada por el siguiente estudio, Chile presenta una ingesta
diaria de mercurio baja con respecto a los países que han realizado estos estudios de
dieta total, resultado alentador dado que este metal pesado es uno de los más tóxicos
existentes en la naturaleza. De todas maneras, se observa la necesidad de dictar
directrices en ese sentido, con el fin de mantener los niveles actuales o disminuirlos
aún más.
Realizando un promedio de ingesta de mercurio, considerando ambas ciudades
estudiadas (10.44 μg/día), a través de la dieta total chilena es similar a la de algunos
países estudiados como Guatemala (10,8 μg/día), China (10,3 μg/día) y Japón (10,0
μg/día) y España (19,0 μg/día); sin embargo, se observa un aumento en referencia al
estudio realizado por MUÑOZ et al., (2005), en Santiago de Chile, en donde la ingesta
obtenida fue de 5,0 ug/día. También existen países tales como Suecia con una ingesta
de 1,8 ug/día, República Checa 0,7 ug/día, Reino Unido 3,0 y 5,0 ug/día y Nueva
Zelanda 4, ug/día. Estos países representan una ingesta menor a la obtenida por Chile,
siendo la República Checa (0,7 ug/día) el país con la menor ingesta de mercurio,
(JALÓN, 2006).
Un estudio de Dieta Total realizado en Korea, arroja un valor de ingesta de 1,61 ug/día;
un valor bastante bajo, por ende satisfactorio para la población. Las mayores
concentraciones de mercurio fueron encontradas en el grupo de pescados, sin
64
embargo, no tiene mayor importancia, debido a que el consumo de este grupo de
alimentos es muy bajo, lo que más contribuye a la ingesta es el consumo de arroz por
la población coreana (LEE et al., 2010). Por lo tanto, la ingesta depende tanto de la
concentración de mercurio contenida en los grupos de alimentos como del consumo de
grupos de alimentos que aporta con la concentración de mercurio.
Otro Estudio de Dieta Total realizado en Cataluña, España en la cual se estimó la
ingesta de mercurio, abarcando a niños, adolescentes, hombres y mujeres adultos, y
personas de la tercera edad, dio como resultado que la mayor ingesta de mercurio la
presentaba la población masculina adulta, con 21,2 ug/día (LLOBET et al., 2003). El
promedio de la ingesta considerando a los cinco grupos etáreos es de 18,0 ug/día,
valor que dobla a Chile; sin embargo, el valor no representa riesgos para la población.
En China, un estudio realizado en cuatro localidades diferentes arrojó un ingesta de
8,86 ug/día (LI et al., 2006). Siendo los principales grupos de alimentos que aportan en
la ingesta de mercurio los cereales, las verduras y los alimentos del mar. Pero los
resultados muestran que la ingesta de mercurio en China es segura y que está lejos de
presentar algún daño a la salud.
El valor de la ingesta de mercurio obtenido en este estudio es de 10.44 ug/día
promedio considerando ambas ciudades (Chillan y Valdivia), como se ha mencionado
anteriormente, el cual a su vez representa el 21.3% de la IDTP, por lo cual, la ingesta
de Hg no representa mayores peligros de contaminación por mercurio en las
poblaciones estudiadas. Sin embargo, es importante que la población chilena siga
siendo monitoreada, para mantener de esta forma un control sobre éste compuesto
metálico.
Si se considerara que si todo el mercurio encontrado fuera metilmercurio, la ingesta
aportada por los grupos constituyentes de la dieta representaría un 22.63% de la IDTP,
con lo cual se puede afirmar que la población no tiene peligros asociados a este.
65
4.8 Análisis comparativo de correlaciones, en el estudio de Dieta Total de la
población de Chillán y Valdivia
A continuación se presenta la FIGURA 16 en donde se observa la correlación lineal
ascendente positiva entre el consumo de los distintos grupos de alimentos de las
poblaciones de Chillán y Valdivia, lo que implica que ambas poblaciones tienen un
comportamiento similar referente a sus hábitos de consumo.
FIGURA 14 Comparación de consumo en las poblaciones de Chillán y Valdivia.
La FIGURA 17 muestra una correlación lineal positiva, el punto ubicado en la parte
superior de la recta indica que la mayor concentración de arsénico total se encuentra
en el grupo de pescados y mariscos tanto en Chillán como en Valdivia. Por otra parte,
en el extremo inferior de la recta se ubican los demás grupos de alimentos agrupados
dado su baja y similar concentración de arsénico total.
66
La pendiente de la gráfica señala un coeficiente cercano a 1, lo que permite afirmar
que no existen mayores diferencias en las concentraciones de arsénico total en los
diferentes grupos de alimentos tanto en Chillán como en Valdivia, considerando que
cada punto corresponde al valor medio ± DS.
FIGURA 15 Comparación de concentración de arsénico total entre Chillán y
Valdivia
Lo mismo se observa en la FIGURA 18, en donde se compara la ingesta de arsénico
total de ambas poblaciones, cuyos datos también presentan una correlación positiva
entre cada punto (valor medio ± DS) y la mayor ingesta la presenta el grupo de
pescados y mariscos.
En esta gráfica se observa una relación lineal significativa entre las ingestas de
arsénico total de ambas ciudades, también así lo confirma el valor del coeficiente de
correlación igual a 0.9435, de donde se deduce que existe una fuerte relación lineal
67
positiva entre la ingesta de arsénico en Chillán y la ingesta de arsénico en Valdivia,
reflejando que no hay mayores diferencias de los contenidos entre ambas poblaciones.
El mayor contribuyente a la ingesta total fue el grupo “pescados y mariscos” con
valores de 41.46 [g/per/día] en Chillán y 34.31 [g/per/día] en Valdivia, lo que
corresponde a un 26 % y 25 % de la ingesta dietaria total, respectivamente. Sin
embargo, se debe hacer notar que las concentraciones de As y la correspondiente
ingesta es para As total del cual sólo una fracción corresponde a su forma inorgánica,
que es la más tóxica (YSART et al, 1999).
50
y= 1.1739x - 1.3566
R2= 0.9435
Chillán Ingesta As T (µg/dia)
40
30
20
10
0
-10
0
10
20
30
40
Valdivia Ingesta As T (µg/dia)
FIGURA 16 Comparación de ingestas de arsénico total entre Chillán y Valdivia.
El mismo análisis se realiza para la concentración de arsénico inorgánico, donde se
muestra en la FIGURA 19 una correlación un poco menor entre cada punto (valor
medio ± DS) con una mayor dispersión de datos de acuerdo a los bajos contenidos de
arsénico inorgánico presente en los distintos grupos de alimentos, reflejando que no
68
existen mayores diferencias en los contenidos; sin embargo, destacan en ambas
poblaciones el grupo de pescados y mariscos y el grupo de aliños.
FIGURA 17 Comparación de concentración de arsénico inorgánico entre Chillán y
Valdivia.
Para determinar si existe riesgo para la salud de la población, se debe considerar la
ingesta y no la concentración.
Para ello, se comparó también la ingesta de arsénico inorgánico en ambas
poblaciones, indicando que las mayores ingestas de arsénico inorgánico se logran a
través de los productos marinos y los aliños, en ambas poblaciones (ver FIGURA 20).
69
FIGURA 18
Comparación de ingestas de arsénico inorgánico entre Chillán y
Valdivia
El bajo coeficiente de regresión refleja que las ingestas de As I son más dispersas, sin
embargo la gráfica nos permite visualizar el solapamiento de los valores de ingesta en
todos los grupos a excepción de los grupos Pan y Bebidas no alcohólicas, por lo que
se puede afirmar que sólo para este grupo existen diferencias significativas en cuanto a
este parámetro.
Para el consumo de mercurio se realiza la misma comparación, en donde la FIGURA
21 refleja una mayor dispersión de los datos entre cada punto (valor medio ± DS) con
concentraciones del metal muy similares, esto resulta interesante al momento de
realizar la comparación dado que durante el estudio se buscó la mayor dispersión
posible en las muestras para lograr una mayor representatividad de los datos, destacan
las bebidas no alcohólicas y el pan con la mayor concentración en mercurio, cuyos
70
valores están relacionados al consumo superior de estos grupos de alimentos en
ambas poblaciones.
FIGURA 19 Comparación de concentración de mercurio entre Chillán y Valdivia.
La FIGURA 22 presenta la comparación entre la ingesta de mercurio de Chillán y la
ingesta de mercurio en Valdivia, y evidencia la gran dispersión de los datos entre cada
punto (valor medio ± DS) con una baja correlación, reflejando los diferentes niveles en
las ingestas de mercurio de todos los grupos de alimentos en ambas ciudades; sin
embargo, el grupo de bebidas no alcohólicas y el grupo pan representan una mayor
ingesta del metal tato en Chillán como en Valdivia, lo que también se asocia a su alto
consumo en ambas ciudades.
71
FIGURA 20 Comparación de ingesta de mercurio entre Chillán y Valdivia.
72
5
CONCLUSIONES
De los resultados expuestos en esta investigación, se puede concluir que:

En ambas poblaciones corresponden a bebidas no alcohólicas (equivalente a
30.9% y 28.36% respectivamente de la dieta total), pan (equivalente a 14.3% y
12.84% respectivamente de la dieta total) y vegetales (equivalente a 8.3% y
12.68% respectivamente de la dieta total). Al ser valores muy similares en
ambas ciudades la hipótesis se acepta.

En ambas poblaciones, pescados y mariscos son los que presentan los
mayores niveles de arsénico total; sin embargo, la concentración de arsénico
inorgánico es baja, por lo tanto su consumo no resulta riesgoso para la salud.

El grupo que más contribuye a la ingesta de mercurio fueron el de bebidas no
alcohólicas (1.13 ug/día en Valdivia y 3.72 ug/día en Chillán) seguida por el
grupo pan (0,98 ug/día en Valdivia y 2.44 ug/día en Chillán).

La ingesta de arsénico inorgánico, a través de la Dieta Total de los habitantes
de Chillán, representa el 10.4% del ISTP para arsénico inorgánico. En la ciudad
de Valdivia, ésta representa el 13.9% del ISTP para arsénico inorgánico; por lo
tanto la ingesta de arsénico total y arsénico inorgánico proveniente del consumo
de alimento no representa riesgo para la salud de los habitantes de Chillán y
Valdivia.

La ingesta de mercurio, a través de la Dieta Total de los habitantes de Chillán
representa el 31.1% del ISTP. En la ciudad de Valdivia, ésta representa el
11.8% del ISTP; por lo que la ingesta proveniente del consumo de alimentos no
representa riesgo para la salud.
73
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84
ANEXOS
85
ANEXO 1 Carta de consentimiento informado
UNIVERSIDAD AUSTRAL DE CHILE
INSTITUTO DE CIENCIA Y TECNOLOGÍA DE LOS ALIMENTOS
CONSENTIMIENTO INFORMADO PARA SER ENCUESTADO SOBRE HABITOS
ALIMENTICIOS MEDIANTE ENCUESTA RECORDATORIA DE 24 HORAS.
Don (ña)_____________________________________ DE _______ AÑOS DE EDAD
(Nombre y Apellidos del Encuestado)
TELEFONO __________________ Y CON DOMICILIO EN _____________________
Desea que los resultados de esta investigación le sean informados SI____ NO____
Email________________________________@_______________________________
Certifico que he recibido explicaciones tanto verbales como escritas (Anexo 1), sobre la
naturaleza y propósitos del Estudio de Dieta total y de la encuesta recordatoria de 24
horas, habiendo tenido ocasión de aclarar las dudas que me han surgido.
Por ello, en total conocimiento estoy de acuerdo en:
1. Ser encuestado sobre mis hábitos alimenticios y
2. Permitir que la información obtenida (Sin mi Nombre) sea utilizada para fines de
investigación.
86
Estando satisfecho con la información recibida, firmo este consentimiento para
participar en el Estudio de Dieta Total.
__________________
____________________
Firma del Encuestado
Firma del Encuestador
En la ciudad de____________a____/________/20___
87
ANEXO 2
Encuesta nutricional recordatoria de 24 horas, utilizada en las
ciudades de Chillán y Valdivia
88
89
90
91
92
93
94
ANEXO 3
Consumo de alimentos/persona/día (g) calculado tomando como
referencia una persona de 69 kg. de peso
1. ALIÑOS
Producto
Consumo/persona/día (g)
Porcentaje (%)
Chillán
Valdivia
Chillán
Valdivia
Salsa de tomates
4.82
12.5
20.08
69.8
Sopas envasadas
1.78
1.9
7.42
10.9
Sal
6.14
1.8
25.58
10.1
Otros
14.98
1.6
46.92
9.2
Total
27.72
17.8
100.0
100.0
2. AZÚCARES
Producto
Consumo/persona/día (g)
Porcentaje (%)
Chillán
Valdivia
Chillán
Valdivia
6.28
30.4
7.30
45.3
S/I
14.4
S/I
21.5
Chocolates
4.88
7.7
5.67
11.5
Mermeladas
2.58
6.5
2.58
9.6
Jaleas
4.45
3.7
5.17
5.5
Otros
3.77
4.4
4.37
6.6
Total
≈ 85.84
17.8
≈ 100.0
100.0
Pasteles
Edulcorantes
S/I: Sin información
95
3. BEBIDAS ALCOHÓLICAS
Producto
Consumo/persona/día (g)
Porcentaje (%)
Chillán
Valdivia
Chillán
Valdivia
Cerveza
23.56
24.9
36.92
49.3
Vino tinto
20.81
14.0
33.35
27.9
Vino blanco
3.59
5.2
5.75
10.3
Malta
S/I
2.1
S/I
4.2
Chicha
S/I
1.0
S/I
2.1
Otros
4.83
3.2
9.20
6.3
Total
≈ 62.22
50.4
≈ 100.0
100.0
S/I: Sin información
4. BEBIDAS NO ALCOHÓLICAS
Producto
Consumo/persona/día (g)
Porcentaje (%)
Chillán
Valdivia
Chillán
Valdivia
Agua
395.73
331.6
69.72
61.5
Gaseosas
113.58
103.0
20.01
19.1
Jugos envasados
12.96
82.2
2.28
15.2
S/I
17.0
S/I
3.2
33.56
5.8
5.91
1.1
≈ 567.60
539.6
≈ 100.0
100.0
Agua mineral
Otros refrescos
Total
S/I: Sin información
96
5. CARNES
Producto
Consumo/persona/día (g)
Porcentaje (%)
Chillán
Valdivia
Chillán
Valdivia
Vacuno
29.57
47.8
43.86
61.7
Pollo
19.45
18.1
28.07
23.3
Cerdo
7.22
8.6
10.42
11.1
Pavo
S/I
1.7
S/I
2.2
Otros
3.46
1.3
4.99
1.7
Total
≈ 68.20
77.5
≈ 100.0
100.0
S/I: Sin información
6. CEREALES
Producto
Consumo/persona/día (g)
Porcentaje (%)
Chillán
Valdivia
Chillán
Valdivia
Arroz
45.5
44.3
40.73
42.6
Pastas
10.9
21.9
9.8
21.0
Galletas
9.2
17.9
8.3
17.2
Sopaipillas
S/I
10.2
S/I
9.8
22.7
4.4
20.3
4.2
S/I
2.3
S/I
2.2
Otros
13.4
3.0
7.5
2.9
Total
≈ 116.7
104.0
≈ 100.0
100.0
Harina de trigo
Galletas
trigo
salvado
de
97
7. DERIVADOS CÁRNICOS
Producto
Consumo/persona/día (g)
Porcentaje (%)
Chillán
Valdivia
Chillán
Valdivia
Mortadela
4.0
8.8
9.1
21.9
Longanizas
8.7
8.0
20.5
19.9
Paté
9.4
6.9
21.2
17.1
Jamón
7.5
6.5
17.1
16.2
Vienesa
7.7
6.0
17.3
14.9
Hamburguesa
2.5
3.5
5.6
8.6
Otros
3.9
0.6
9.2
1.4
Total
≈ 41.3
40.4
≈ 100.0
100.0
8. DERIVADOS LÁCTEOS
Producto
Consumo/persona/día (g)
Porcentaje (%)
Chillán
Valdivia
Chillán
Valdivia
Yogurt
22.02
57.5
12.91
51.0
Queso
37.84
30.2
50.12
26.8
Helado
9.48
9.8
15.83
8.7
Postres
9.76
9.6
16.31
8.5
Crema
S/I
3.1
S/I
2.8
Otros
2.90
2.6
4.84
2.3
Total
≈ 82.00
112.8
≈ 100.0
100.0
98
9. FRUTAS
Producto
Consumo/persona/día (g)
Porcentaje (%)
Chillán
Valdivia
Chillán
Valdivia
Manzana
23.04
23.3
32.96
26.0
Durazno
S/I
10.5
S/I
11.8
Naranja
9.58
10.4
13.71
11.7
S/I
9.9
S/I
11.1
6.40
9.7
9.16
10.8
Uvas
S/I
5.4
S/I
6.1
Pera
2.09
5.0
3.00
5.6
Castaña
S/I
2.5
S/I
2.8
Piña
S/I
1.9
S/I
2.1
Otros
28.77
10.9
41.16
12.2
Total
≈ 69.88
89.6
≈ 100.0
100.0
Limón
Plátano
10. HUEVOS
Producto
Huevos
Total
Consumo/persona/día (g)
Porcentaje (%)
Chillán
Valdivia
Chillán
Valdivia
28.79
13.1
100
100
≈ 28.79
13.1
≈ 100.0
100.0
99
11. GRASAS Y ACEITES
Producto
Consumo/persona/día (g)
Porcentaje (%)
Chillán
Valdivia
Chillán
Valdivia
Mayonesa
3.54
5.9
21.64
37.5
Aceite vegetal
3.85
5.3
23.30
34.0
Mantequilla
4.89
2.5
29.89
15.8
Margarina
1.28
1.7
5.57
10.9
Otros
4.88
0.3
19.59
1.8
Total
82.00
15.7
100.0
100.0
12. LECHE
Producto
Consumo/persona/día (g)
Porcentaje (%)
Chillán
Valdivia
Chillán
Valdivia
Entera
33.508
63.0
40.48
54.1
Saborizadas
18.324
19.1
22.77
16.4
Leche en polvo
4.660
18.4
5.61
15.8
Leche descremada
16.806
7.4
20.22
6.4
Leche cultivada
3.141
4.7
3.78
4.1
Otros
6.545
3.8
7.873
3.2
Total
82.984
116.4
100.0
100.0
100
13. LEGUMINOSAS Y NUECES
Producto
Consumo/persona/día (g)
Porcentaje (%)
Chillán
Valdivia
Chillán
Valdivia
Lentejas
7.17
9.5
32.65
37.4
Choclo
5.01
7.9
22.79
31.3
Porotos
13.48
6.3
24.42
24.9
Arvejas
0.79
1.5
3.57
5.9
Otros
3.64
0.1
16.57
0.5
Total
30.09
25.3
100.0
100.0
14. PAN
Producto
Consumo/persona/día (g)
Porcentaje (%)
Chillán
Valdivia
Chillán
Valdivia
169
173.8
65.99
71.1
Pan amasado
43.33
44.2
16.92
18.1
Pan integral
5.236
11.5
2.04
4.7
Pan marraqueta
19.24
9.8
7.51
4.0
Otros
19.29
5.0
7.53
2.0
Total
256.09
244.3
100.0
100.0
Pan blanco
101
15. PAPAS
Producto
Consumo/persona/día (g)
Porcentaje (%)
Chillán
Valdivia
Chillán
Valdivia
Papas
91.10
129.0
100
100
Total
91.10
129.0
100.0
100.0
16. PESCADOS Y MARISCOS
Producto
Consumo/persona/día (g)
Porcentaje (%)
Chillán
Valdivia
Chillán
Valdivia
Merluza
2.67
4.2
10.01
22.5
Salmón
0.63
4.0
2.35
21.4
Atún
S/I
2.1
S/I
11.3
Robalo
S/I
2.1
S/I
11.3
Tacas
2.62
1.6
9.80
8.7
Jurel
0.92
1.5
3.43
8.0
Mix mariscos
3.61
0.9
13.54
5.1
Pejerrey
S/I
0.8
S/I
4.5
Choritos
3.92
0.5
14.71
2.7
Otros
12.31
0.8
46.15
4.5
Total
26.68
18.6
100.0
100.0
S/I: Sin información
102
17. VEGETALES
Producto
Consumo/persona/día (g)
Porcentaje (%)
Chillán
Valdivia
Chillán
Valdivia
Tomates
24.00
70.8
16.13
29.4
Lechuga
9.55
38.8
6.42
16.1
Palta
31.39
32.9
21.10
13.6
Arvejas
9.42
32.6
6.33
13.5
Zapallo
14.66
14.8
9.86
6.2
Cebolla
S/I
10.8
S/I
4.5
Porotos verdes
6.90
6.2
4.64
2.6
Zanahoria
3.90
5.4
2.62
2.3
Beterragas
S/I
5.0
S/I
2.1
Otros
49.32
23.8
32.9
9.9
Total
149.16
241.3
100.0
100.0
S/I: Sin información
103
ANEXO 4 Concentración de arsénico total en los distintos grupos de alimentos
en las poblaciones de Chillán y Valdivia.
FUENTE: Elaboración propia según datos recopilados en el presente estudio
104
ANEXO 5
Concentración de arsénico inorgánico en los distintos grupos de
alimentos en las poblaciones de Chillán y Valdivia.
FUENTE: Elaboración propia según datos recopilados en el presente estudio
105
ANEXO 6 Ingesta de arsénico total en los distintos grupos de alimentos en las
poblaciones de Chillán y Valdivia.
FUENTE: Elaboración propia según datos recopilados en el presente estudio
106
ANEXO 7 Ingesta de arsénico inorgánico en los distintos grupos de alimentos en
las poblaciones de Chillán y Valdivia.
FUENTE: Elaboración propia según datos recopilados en el presente estudio
107
ANEXO 8 Concentración de mercurio en los distintos grupos de alimentos en las
poblaciones de Chillán y Valdivia.
FUENTE: Elaboración propia según datos recopilados en el presente estudio
108
ANEXO 9
Ingesta de mercurio en los distintos grupos de alimentos en las
poblaciones de Chillán y Valdivia.
FUENTE: Elaboración propia según datos recopilados en el presente estudio