2.4 Exposición de los trabajadores: reingreso, mezcla, carga y aplicación

Las incidencias de envenenamiento se notificaron por primera vez entre los trabajadores que reingresaron en huertos y viñedos tratados con pesticidas en California en 1949, poco después del registro del paratión (CAS no. 56-38-2).14 Se reportaron setenta y nueve incidentes de 1949 a 1958, con 87 informes adicionales de lesiones durante los años 1961-1969. Dos incidentes afectaron al azinfosmetilo (número de CAS 86-50-0) y al etión (número de CAS 563-12-2) y el resto al paratión. Nueve episodios ocurrieron entre 1970 y 1972, involucrando a 86 personas. Las incidencias de envenenamiento también se relacionaron con la aplicación foliar de carbofurano (número CAS 1563-66-2) al maíz en 1974 y de metomilo (número CAS 16752-77-5) a las uvas en 1981.

En 1972, la legislación en California estableció el grupo de Salud y Seguridad de los Trabajadores en el Departamento de Alimentación y Agricultura y provocó la adopción de regulaciones que permitían el establecimiento de intervalos de reingreso.14 Estudios realizados por investigadores de la Universidad de California (Davis, Riverside, Berkeley y San Francisco), el Departamento de Servicios de Salud de California, el CDFA, la USEPA y fabricantes de pesticidas dividieron el problema de reingreso en tres partes distintas: (1) disipación del residuo foliar, (2) transferencia del residuo a la piel y la ropa de los trabajadores, y (3) respuesta de absorción percutánea/dosis dérmica de colinesterasa (ChE).El CDFA estableció 14 intervalos de reingreso en el reconocimiento de que 1) existen niveles seguros de plaguicidas para cada plaguicida en función de su respuesta a la dosis dérmica y 3) tasas de disipación foliar.14

El 11 de marzo de 1974, la USEPA publicó normas de reingreso 48-h para plaguicidas 11 OP, endrina (CAS no. 72-20-8) y endosulfán (CAS no. 115-29-7) en el Registro Federal.15 En el reglamento se reconocía la responsabilidad y la autoridad del Estado para establecer restricciones adicionales para hacer frente a los problemas locales. Las directrices de reingreso de la Subdivisión K fueron publicadas por la USEPA para cubrir la exposición de los trabajadores después de la aplicación.16

La agencia desarrolló el proceso de Presunción Refutable contra el Registro (RPAR) en virtud de la Ley de 1972 y publicó criterios en 1975 que desencadenaron la determinación de efectos adversos no razonables asociados con el uso de plaguicidas. En el marco del proceso RPAR, se hizo evidente que los riesgos para las personas que aplican plaguicidas son distintos de los de la población en general. Una enmienda de 1978 a la FIFRA enfatizó la importancia de evaluar la exposición directa (i. e. mezcla, carga y aplicación) en las decisiones regulatorias de OPP. Como resultado de las deliberaciones del Congreso y de las enmiendas a la FIFRA, se publicaron en la Subdivisión U de las Directrices para la Evaluación de plaguicidas directrices para la vigilancia de la exposición de los aplicadores, que incluían dosimetría pasiva (medida de sustancias químicas en la piel o disponibles para inhalación) y vigilancia biológica (medida de dosis interna).17 Estas directrices también incluyen procedimientos de ensayo en interiores para medir las concentraciones de plaguicidas posteriores a la aplicación en individuos expuestos.

Se llevó a cabo un número considerable de estudios de vigilancia de la exposición después de la aprobación de los reglamentos de salud y seguridad de los trabajadores de California y de las directrices de la USEPA sobre reingreso y exposición de los trabajadores.16,17 En California, una de las actividades más peligrosas fue la transferencia de pesticidas tóxicos concentrados (es decir, insecticidas de OP y carbamato (NMC)) de contenedores de 5 galones a tanques de mezcla. Los surtidores de vertido en estos recipientes dificultaron la dispensación limpia de la cantidad deseada de pesticida a los dispositivos de medición o directamente a los tanques de mezcla sin derramar una porción del líquido por el lado del recipiente a las manos, los zapatos y la ropa de un trabajador que realiza la transferencia. Esta observación llevó al diseño y fabricación de sistemas de transferencia cerrada para eliminar cantidades conocidas de líquidos concentrados de estos contenedores y transferirlos a tanques de mezcla sin contaminar el exterior de los contenedores, el suelo, las manos, los zapatos y la ropa del mezclador-cargador. Los sistemas de transferencia cerrada también se diseñaron para enjuagar los recipientes con agua cuando están vacíos y transferir los lavados a los tanques de mezcla. A partir de 1976 por Knaak et al.18,19 la eficacia de seguridad de estos dispositivos (p. ej., reducción de la actividad del ChE en sangre, residuos en el aire y fosfatos de alquilo urinarios). Los primeros prototipos con trabajadores no capacitados no disminuyeron sustancialmente la exposición, medida por una disminución de la actividad del ChE en sangre y ninguna disminución de los residuos en el aire. Sin embargo, cuando se realizaron mediciones durante un período de 18 semanas, con cinco mezcladoras cargadoras entrenadas y cuatro aplicadores mezcladoras cargadoras utilizando un nuevo equipo de transferencia cerrada, la mayoría de los trabajadores mostraron un aumento de la actividad del ChE en sangre, con niveles de fosfato de dialquil urinario (DAP) a 0,02 ppm. Durante el estudio, la actividad de ChE en sangre de dos mezcladoras cargadoras disminuyó, y el nivel de DAP fue de 2,4 ppm para uno de los trabajadores. Los residuos transportados por el aire promediaron 5,6 µg m-3, mientras que los polvos polvorientos promediaron 153 µg m− 3.

En California se requieren programas de monitoreo de trabajadores después de la actividad de las esterasas sanguíneas (AChE y butirilcolinesterasa (BuChE)) antes y después de la exposición y, a menudo, se llevan a cabo en otros estados donde se aplican grandes cantidades de estos materiales sobre una base comercial. Nigg y Knaak20 recomendaron un programa de monitoreo de esterasas sanguíneas para los trabajadores que entran en contacto con OPS en el lugar de trabajo.

Los recipientes de inducción se utilizan actualmente en Europa para cargar productos sin diluir (conocidos como productos fitosanitarios) en el tanque de pulverización principal. Los dispositivos se instalan en el pulverizador en una posición que el operador pueda alcanzar con seguridad desde el suelo para evitar derrames.21 Pulverizadores y tecnología de pulverización han mejorado mucho en los últimos años. Los operadores cuentan con aplicaciones de computadora personal en CD, diagramas de flujo activos, imágenes en movimiento y dispositivos que ayudan a asegurar el ajuste adecuado del equipo y la entrega de productos pesticidas a los cultivos.

Los resultados de los estudios de exposición se presentaron en varios simposios patrocinados por la ACS y fueron publicados por ACS Books en su Serie de Simposios (273, 382, 542 y 643).22-25 La serie de Simposios 27322 integra la absorción dérmica, la exposición en el campo y la evaluación de riesgos en el libro. La serie de simposios 38223 evalúa la exposición de los trabajadores a los plaguicidas a través del monitoreo biológico. La serie de simposios 54224 abarca la importancia de los datos de biomarcadores para evaluar el impacto de la exposición ambiental y ocupacional de los seres humanos a los plaguicidas. La Serie de Simposios 64325 introdujo el modelado PBPK / PD en el proceso de predecir el destino de los pesticidas y su acción en sistemas enzimáticos como AChE y BuChE.

De interés son varios estudios de reingreso con azinfosmetilo (CAS no. 86-50-0) en melocotones realizados por investigadores en California.26,27 En el estudio de cosecha de McCurdy et al., 26 residuos foliares desprendibles en hojas de melocotón oscilaron entre 0,32 y 0,96 µg cm-2. La reducción mediana de la actividad de la AChE en los glóbulos rojos (glóbulos rojos) fue del 7% durante un período de exposición inicial de 3 días y de la depresión mediana del 19% durante el período de monitorización de 6 semanas. Los niveles de fosfato de alquilo en orina (dimetilfosfato (DMP), dimetiltiofosfato (DMTP) y dimetilditiofosfato (DMDTP)) comenzaron en > 1,0 µmol d− 1 y aumentaron hasta 20 µmol d− 1 el día 3 para trabajadores individuales. Al final del periodo de seguimiento, la DAP urinaria se encontraba en los niveles basales.

En el estudio de reingreso en el huerto de melocotoneros realizado por Schneider et al., 27 residuos foliares desprendibles oscilaron entre 0,82 y 1,72 µg cm-2. Los valores de dolor de sangre disminuyeron un 10-20% durante el período de exposición de 3 semanas. Los metabolitos urinarios, DMP y DMTP, aumentaron con la exposición continua de 1,5 a 3,1 y de 1,8 a 3,1 mg de creatinina g− 1, respectivamente. Los valores medios de creatinina fueron de 1,4 g L-1, con un volumen de 700 ml en el 90% de las orina de 24 horas. Knaak et al.28 propuso un nivel seguro de azinfosmetilo en el follaje de 1,6 µg cm-2 utilizando curvas dérmicas de respuesta a la dosis para la inhibición de la colinesterasa, desarrolladas a partir de modelos de ratas y datos de exposición en el campo. Ninguna de las recomendaciones hechas por cualquiera de los McCurdy et al.26 o Schneider et al.27 con respecto a los niveles foliares seguros.

El modelo integrado en el tiempo es similar en algunos aspectos al código del modelo de estimación de dosis relacionadas con la exposición (ERDEM) de la USEPA, en el que se considera la absorción química de la piel durante el turno de trabajo y la absorción durante el intervalo entre el turno de trabajo y el lavado. El modelo Kissel y Fenske 30 utiliza kabs constantes de absorción (h− 1), donde la absorción es de primer orden con respecto a la masa residual en la piel. El modelo calcula la absorción química total (mg) de la exposición de la piel como la suma de la absorción durante el turno de trabajo y la absorción durante el intervalo entre el turno de trabajo y la descontaminación. La dosis diaria absorbida podrá calcularse dividiendo la absorción total por el peso corporal del trabajador. Las dosis diarias absorbidas previstas por el modelo integrado en el tiempo fueron de 24 µg kg− 1 d− 1 (media geométrica) con un intervalo de 1,6 a 370. El modelo tradicional predijo una dosis absorbida de 79 µg kg-1 d-1.

Hasta donde sabemos, los modelos PBPK / PD no se han utilizado para analizar los datos recopilados en estudios de reingreso de campo. Las Directrices para la Evaluación de Plaguicidas, Subdivisión K, fueron revisadas en 1997 por la USEPA, la OPP y la División de Efectos para la Salud y se publicaron como Serie 875—Parte B: Directrices para la Vigilancia de la Exposición después de la aplicación, a fin de ayudar a la comunidad reglamentada a diseñar y realizar estudios.32 El uso de modelos PBPK/PD no se incluyó en estas directrices.

El modelo de paratión PBPK/PD utilizado por Knaak et al.31 fue convertido a un modelo de clorpirifos por Ellison et al.33 para estudiar la transferencia de clorpirifos en aerosol a la piel y la ropa de los trabajadores del algodón, la absorción dérmica, la distribución, el metabolismo a 3,5,6-tricloro-2-piridinol (TCP) (CAS no. 6515-38-4), la inhibición de AChE y BuChE por clorpirifos-oxón y la eliminación de TCP en orina. En el modelo se incluyeron ecuaciones que representaban las pérdidas por evaporación y las pérdidas por la ducha. Este modelo se utilizó para examinar más a fondo los datos de biomarcadores urinarios de clorpirifos de familias de granjas reportados por Alexander et al.34 de Cinco días de máxima acumulada TCP eliminación urinaria perfiles fueron modelados para los aplicadores (2.22 × 105, 5.94 × 105, 1.48 × 106, 1.53 × 106, y 9.01 × 105 pmol, total = 4.72 × 106 pmol) y sus cónyuges (1.21 × 105, 1.75 × 105, 1.75 × 105, 4.76 × 105, y 2,91 × 105 pmol, total = 1.24 × 106 pmol). El pmol total de TCP predicho por el modelo PBPK / PD para aplicadores y cónyuges fue de 4,84 y 1,55 × 106. El TCP en orina ascendió a aproximadamente el 1,7% de la dosis dérmica. Eliminar el 95% de la dosis dérmica. Se pronosticó que la inhibición de BuChE plasmático en aplicadores y sus cónyuges sería del 92% y 73% de los valores previos a la exposición, respectivamente, al final del período de exposición de 5 días, mientras que la inhibición de glóbulos rojos se pronosticó para ser del 3,0% y 1,0%, respectivamente. Sobre la base de estos valores de inhibición, se pronosticó que los NOAEL para la inhibición de glóbulos rojos serían de 0,02 mg kg− 1 para los aplicadores y de 0,01 mg kg− 1 para los cónyuges.

Lu et al.35 utilizó un modelo PBPK / PD (ERDEM) para predecir la eliminación urinaria del TCP en niños expuestos al clorpirifos en tres comidas, por inhalación e ingestión con actividad de mano a boca. En general, ERDEM subestimó las dosis absorbidas de clorpirifos. Las dos dosis más altas previstas (2,3 y 0,44 µg kg-1 d-1) se asociaron con dos muestras de alimentos duplicadas de 24 horas que contenían 350 y 12 ng g− 1 de clorpirifos. Ninguna de las estimaciones de dosis diarias previstas o calculadas excedió la dosis oral de RfD de 3 µg kg− 1 d− 1.