Los residentes con un nivel socioeconómico más bajo que viven en viviendas sociales subsidiadas por el gobierno o agencias de financiación pública pueden estar más expuestos a los pesticidas utilizados en interiores porque los pesticidas se aplican debido a defectos estructurales, mantenimiento deficiente, etc.
En 2017, se midieron 28 pesticidas particulados en el aire interior de 46 unidades de siete edificios de viviendas sociales de bajos ingresos en Toronto, Canadá, utilizando purificadores de aire portátiles que funcionaron durante una semana. Los pesticidas analizados fueron pesticidas de uso tradicional y actual de las siguientes clases: organoclorados, compuestos organofosforados, piretroides y estrobilurinas.
Se detectó al menos un pesticida en el 89% de las unidades, con tasas de detección (TR) para pesticidas individuales que alcanzaron el 50%, incluyendo organoclorados tradicionales y pesticidas utilizados actualmente. Los piretroides utilizados actualmente tuvieron los DF y concentraciones más altos, con el piretroide I teniendo la concentración más alta en fase particulada a 32,000 pg/m3. El heptacloro, que fue restringido en Canadá en 1985, tuvo la concentración máxima total estimada en el aire (materia particulada más fase gaseosa) a 443,000 pg/m3. Las concentraciones de heptacloro, lindano, endosulfán I, clorotalonil, aletrina y permetrina (excepto en un estudio) fueron más altas que las medidas en hogares de bajos ingresos reportadas en otros lugares. Además del uso intencional de pesticidas para el control de plagas y su uso en materiales de construcción y pinturas, el tabaquismo se asoció significativamente con las concentraciones de cinco pesticidas utilizados en cultivos de tabaco. La distribución de pesticidas con alto contenido de DF en edificios individuales sugiere que las principales fuentes de los pesticidas detectados fueron los programas de control de plagas realizados por los administradores de los edificios y/o el uso de pesticidas por parte de los ocupantes.
Las viviendas sociales de bajos ingresos satisfacen una necesidad crítica, pero estos hogares son susceptibles a infestaciones de plagas y dependen de pesticidas para su mantenimiento. Descubrimos que el 89% de las 46 unidades analizadas estuvieron expuestas a al menos uno de los 28 insecticidas de fase particulada, siendo los piretroides de uso actual y los organoclorados prohibidos desde hace tiempo (p. ej., DDT, heptacloro) los que presentaron las concentraciones más altas debido a su alta persistencia en interiores. También se midieron las concentraciones de varios pesticidas no registrados para uso en interiores, como las estrobilurinas utilizadas en materiales de construcción y los insecticidas aplicados a los cultivos de tabaco. Estos resultados, los primeros datos canadienses sobre la mayoría de los pesticidas de uso en interiores, muestran que las personas están ampliamente expuestas a muchos de ellos.
Los pesticidas se utilizan ampliamente en la producción agrícola para minimizar los daños causados por las plagas. En 2018, aproximadamente el 72 % de los pesticidas vendidos en Canadá se utilizaron en la agricultura, y solo el 4,5 % se utilizó en entornos residenciales.[1] Por lo tanto, la mayoría de los estudios sobre concentraciones y exposición a pesticidas se han centrado en entornos agrícolas.[2,3,4] Esto deja muchas lagunas en cuanto a los perfiles y niveles de pesticidas en los hogares, donde los pesticidas también se utilizan ampliamente para el control de plagas. En entornos residenciales, una sola aplicación de pesticida en interiores puede resultar en la liberación de 15 mg de pesticida al medio ambiente.[5] Los pesticidas se utilizan en interiores para controlar plagas como cucarachas y chinches. Otros usos de los pesticidas incluyen el control de plagas de animales domésticos y su uso como fungicidas en muebles y productos de consumo (p. ej., alfombras de lana, textiles) y materiales de construcción (p. ej., pinturas de pared que contienen fungicidas, paneles de yeso resistentes al moho) [6,7,8,9]. Además, las acciones de los ocupantes (p. ej., fumar en espacios cerrados) pueden provocar la liberación de pesticidas utilizados para el cultivo de tabaco en espacios interiores [10]. Otra fuente de liberación de pesticidas en espacios interiores es su transporte desde el exterior [11,12,13].
Además de los trabajadores agrícolas y sus familias, ciertos grupos también son vulnerables a la exposición a pesticidas. Los niños están más expuestos a muchos contaminantes de interiores, incluidos los pesticidas, que los adultos debido a mayores tasas de inhalación, ingestión de polvo y hábitos de llevarse las manos a la boca en relación con el peso corporal [14, 15]. Por ejemplo, Trunnel et al. encontraron que las concentraciones de piretroide/piretrina (PYR) en toallitas para pisos estaban correlacionadas positivamente con las concentraciones de metabolitos de PYR en la orina de los niños [16]. El FD de metabolitos de pesticidas PYR informado en el Estudio Canadiense de Medidas de Salud (CHMS) fue mayor en niños de 3 a 5 años que en grupos de mayor edad [17]. Las mujeres embarazadas y sus fetos también se consideran un grupo vulnerable debido al riesgo de exposición temprana a pesticidas. Wyatt et al. informaron que los pesticidas en muestras de sangre materna y neonatal estaban altamente correlacionados, en consonancia con la transferencia materno-fetal [18].
Las personas que viven en viviendas deficientes o de bajos ingresos tienen un mayor riesgo de exposición a contaminantes de interiores, incluidos pesticidas [19, 20, 21]. Por ejemplo, en Canadá, los estudios han demostrado que las personas con un nivel socioeconómico (NSE) más bajo tienen más probabilidades de estar expuestas a ftalatos, retardantes de llama halogenados, plastificantes organofosforados y retardantes de llama e hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAP) que las personas con un NSE más alto [22,23,24]. Algunos de estos hallazgos se aplican a las personas que viven en "viviendas sociales", que definimos como viviendas de alquiler subsidiadas por el gobierno (o agencias financiadas por el gobierno) que contienen residentes de un nivel socioeconómico más bajo [25]. Las viviendas sociales en edificios residenciales multifamiliares (MURB) son susceptibles a infestaciones de plagas, principalmente debido a sus defectos estructurales (por ejemplo, grietas y hendiduras en las paredes), falta de mantenimiento/reparación adecuados, servicios inadecuados de limpieza y eliminación de residuos y hacinamiento frecuente [20, 26]. Aunque existen programas de manejo integrado de plagas para minimizar la necesidad de programas de control de plagas en la administración de edificios y, por lo tanto, reducir el riesgo de exposición a pesticidas, especialmente en edificios multifamiliares, las plagas pueden propagarse por todo el edificio [21, 27, 28]. La propagación de plagas y el uso asociado de pesticidas pueden afectar negativamente la calidad del aire interior y exponer a los ocupantes al riesgo de exposición a pesticidas, lo que provoca efectos adversos para la salud [29]. Varios estudios en Estados Unidos han demostrado que los niveles de exposición a pesticidas prohibidos y actualmente en uso son mayores en viviendas de bajos ingresos que en viviendas de altos ingresos debido a la mala calidad de las viviendas [11, 26, 30, 31, 32]. Dado que los residentes de bajos ingresos a menudo tienen pocas opciones para salir de sus hogares, pueden estar continuamente expuestos a pesticidas en sus hogares.
En los hogares, los residentes pueden estar expuestos a altas concentraciones de pesticidas durante largos períodos de tiempo debido a que los residuos de pesticidas persisten debido a la falta de luz solar, humedad y vías de degradación microbiana [33,34,35]. Se ha informado que la exposición a pesticidas está asociada con efectos adversos para la salud, como discapacidades del desarrollo neurológico (en particular, menor coeficiente intelectual verbal en los niños), así como cánceres de sangre, cánceres cerebrales (incluidos los cánceres infantiles), efectos relacionados con la disrupción endocrina y enfermedad de Alzheimer.
Como parte del Convenio de Estocolmo, Canadá aplica restricciones a nueve OCP [42, 54]. Una reevaluación de los requisitos regulatorios en Canadá ha resultado en la eliminación gradual de casi todos los usos interiores residenciales de OPP y carbamato. [55] La Agencia Reguladora del Manejo de Plagas de Canadá (PMRA) también restringe algunos usos interiores de PYR. Por ejemplo, se ha suspendido el uso de cipermetrina para tratamientos perimetrales interiores y aplicaciones de difusión debido a su posible impacto en la salud humana, especialmente en niños [56]. La Figura 1 presenta un resumen de estas restricciones [55, 57, 58].
El eje Y representa los pesticidas detectados (por encima del límite de detección del método, Tabla S6), y el eje X representa el rango de concentración de pesticidas en el aire en la fase de partículas por encima del límite de detección. La Tabla S6 proporciona detalles sobre las frecuencias de detección y las concentraciones máximas.
Nuestros objetivos fueron medir las concentraciones en el aire interior y la exposición (p. ej., inhalación) a pesticidas actuales y antiguos en hogares de bajo nivel socioeconómico que viven en viviendas sociales en Toronto, Canadá, y examinar algunos de los factores asociados con estas exposiciones. El objetivo de este trabajo es subsanar la falta de datos sobre la exposición a pesticidas actuales y antiguos en los hogares de poblaciones vulnerables, especialmente dado que los datos sobre pesticidas en interiores en Canadá son extremadamente limitados [6].
Los investigadores monitorearon las concentraciones de pesticidas en siete complejos de viviendas sociales MURB construidos en la década de 1970 en tres ubicaciones de la ciudad de Toronto. Todos los edificios se encuentran a una distancia mínima de 65 km de cualquier zona agrícola (excluyendo las parcelas de los patios traseros). Estos edificios son representativos de la vivienda social de Toronto. Nuestro estudio es una extensión de un estudio más amplio que examinó los niveles de material particulado (PM) en viviendas sociales antes y después de las mejoras energéticas [59,60,61]. Por lo tanto, nuestra estrategia de muestreo se limitó a la recolección de PM en suspensión.
Para cada bloque, se desarrollaron modificaciones que incluyeron ahorros de agua y energía (p. ej., sustitución de unidades de ventilación, calderas y aparatos de calefacción) para reducir el consumo energético, mejorar la calidad del aire interior y aumentar el confort térmico [62, 63]. Los apartamentos se dividen según el tipo de ocupación: personas mayores, familias y personas solas. Las características y los tipos de edificios se describen con más detalle en otra parte [24].
Se analizaron cuarenta y seis muestras de filtros de aire recolectadas de 46 unidades de vivienda social MURB en el invierno de 2017. El diseño del estudio, la recolección de muestras y los procedimientos de almacenamiento fueron descritos en detalle por Wang et al. [60]. Brevemente, la unidad de cada participante fue equipada con un purificador de aire Amaircare XR-100 equipado con un medio de filtro de aire de partículas de alta eficiencia de 127 mm (el material utilizado en los filtros HEPA) durante 1 semana. Todos los purificadores de aire portátiles se limpiaron con toallitas isopropílicas antes y después de su uso para evitar la contaminación cruzada. Los purificadores de aire portátiles se colocaron en la pared de la sala de estar a 30 cm del techo y/o según las indicaciones de los residentes para evitarles molestias y minimizar la posibilidad de acceso no autorizado (véase la Información complementaria SI1, Figura S1). Durante el período de muestreo semanal, el flujo medio fue de 39,2 m3/día (véase SI1 para obtener detalles sobre los métodos utilizados para determinar el flujo). Antes del despliegue del muestreador en enero y febrero de 2015, se realizó una visita inicial puerta a puerta y una inspección visual de las características del hogar y el comportamiento de los ocupantes (p. ej., fumar). Se realizó una encuesta de seguimiento después de cada visita de 2015 a 2017. Se proporcionan detalles completos en Touchie et al. [64] Brevemente, el objetivo de la encuesta fue evaluar el comportamiento de los ocupantes y los cambios potenciales en las características del hogar y el comportamiento de los ocupantes, como fumar, el funcionamiento de puertas y ventanas, y el uso de campanas extractoras o ventiladores de cocina al cocinar. [59, 64] Después de la modificación, se analizaron los filtros para 28 pesticidas objetivo (endosulfán I y II y α- y γ-clordano se consideraron compuestos diferentes, y p,p′-DDE fue un metabolito de p,p′-DDT, no un pesticida), incluidos pesticidas antiguos y modernos (Tabla S1).
Wang et al. [60] describieron en detalle el proceso de extracción y limpieza. Cada muestra de filtro se dividió por la mitad y una de las mitades se utilizó para el análisis de 28 pesticidas (Tabla S1). Las muestras de filtro y los blancos de laboratorio consistieron en filtros de fibra de vidrio, uno por cada cinco muestras para un total de nueve, enriquecidos con seis sustitutos de pesticidas marcados (Tabla S2, Chromatographic Specialties Inc.) para controlar la recuperación. También se midieron las concentraciones objetivo de pesticidas en cinco blancos de campo. Cada muestra de filtro se sonicó tres veces durante 20 min cada una con 10 mL de hexano:acetona:diclorometano (2:1:1, v:v:v) (grado HPLC, Fisher Scientific). Los sobrenadantes de las tres extracciones se agruparon y se concentraron a 1 mL en un evaporador Zymark Turbovap con un flujo constante de nitrógeno. El extracto se purificó mediante columnas Florisil® SPE (tubos Florisil® Superclean ENVI-Florisil SPE, Supelco), se concentró a 0,5 ml con un Zymark Turbovap y se transfirió a un vial ámbar para cromatografía de gases (GC). Se añadió Mirex (AccuStandard®) (100 ng, Tabla S2) como estándar interno. Los análisis se realizaron mediante cromatografía de gases-espectrometría de masas (GC-MSD, Agilent 7890B GC y Agilent 5977A MSD) en los modos de impacto electrónico e ionización química. Los parámetros del instrumento se indican en SI4 y la información cuantitativa sobre iones se presenta en las Tablas S3 y S4.
Antes de la extracción, se añadieron sustitutos de pesticidas marcados a muestras y blancos (Tabla S2) para supervisar la recuperación durante el análisis. Las recuperaciones de compuestos marcadores en las muestras oscilaron entre el 62 % y el 83 %; todos los resultados de las sustancias químicas individuales se corrigieron para la recuperación. Los datos se corrigieron en blanco utilizando los valores medios del blanco de laboratorio y de campo para cada pesticida (los valores se enumeran en la Tabla S5) de acuerdo con los criterios explicados por Saini et al. [65]: cuando la concentración del blanco fue inferior al 5 % de la concentración de la muestra, no se realizó ninguna corrección del blanco para las sustancias químicas individuales; cuando la concentración del blanco fue del 5 al 35 %, los datos se corrigieron en blanco; si la concentración del blanco fue superior al 35 % del valor, los datos se descartaron. El límite de detección del método (MDL, Tabla S6) se definió como la concentración media del blanco de laboratorio (n = 9) más tres veces la desviación estándar. Si no se detectó un compuesto en el blanco, se utilizó la relación señal-ruido del compuesto en la solución estándar más baja (~10:1) para calcular el límite de detección del instrumento. Las concentraciones en muestras de laboratorio y de campo fueron...
La masa química del filtro de aire se convierte en la concentración integrada de partículas en el aire mediante análisis gravimétrico, y el caudal del filtro y la eficiencia del filtro se convierten en la concentración integrada de partículas en el aire de acuerdo con la ecuación 1:
Donde M (g) es la masa total de PM capturada por el filtro, f (pg/g) es la concentración de contaminantes en la PM recolectada, η es la eficiencia del filtro (asumida como del 100 % debido al material del filtro y al tamaño de partícula [67]), Q (m³/h) es el caudal volumétrico de aire a través del purificador de aire portátil, y t (h) es el tiempo de despliegue. El peso del filtro se registró antes y después del despliegue. Wang et al. [60] proporcionan detalles completos de las mediciones y los caudales de aire.
El método de muestreo empleado en este trabajo midió únicamente la concentración de la fase particulada. Estimamos concentraciones equivalentes de pesticidas en la fase gaseosa mediante la ecuación de Harner-Biedelman (Ecuación 2), asumiendo el equilibrio químico entre las fases [68]. La Ecuación 2 se derivó para material particulado en exteriores, pero también se ha utilizado para estimar la distribución de partículas en el aire y en interiores [69, 70].
Donde log Kp es la transformación logarítmica del coeficiente de partición partícula-gas en el aire, log Koa es la transformación logarítmica del coeficiente de partición octanol/aire, Koa (adimensional), y \({fom}\) es la fracción de materia orgánica en materia particulada (adimensional). El valor de fom se toma como 0,4 [71, 72]. El valor de Koa se tomó de OPERA 2.6 obtenido utilizando el panel de control de monitoreo químico CompTox (US EPA, 2023) (Figura S2), ya que tiene las estimaciones menos sesgadas en comparación con otros métodos de estimación [73]. También obtuvimos valores experimentales de las estimaciones de Koa y Kowwin/HENRYWIN utilizando EPISuite [74].
Dado que el DF para todos los pesticidas detectados fue ≤50%, los valores
La Figura S3 y las Tablas S6 y S8 muestran los valores de Koa basados en OPERA, la concentración en la fase particulada (filtro) de cada grupo de pesticidas y las concentraciones calculadas en fase gaseosa y total. Las concentraciones en fase gaseosa y la suma máxima de pesticidas detectados para cada grupo químico (es decir, Σ8OCP, Σ3OPP, Σ8PYR y Σ3STR) obtenidas utilizando los valores de Koa experimentales y calculados de EPISuite se proporcionan en las Tablas S7 y S8, respectivamente. Reportamos las concentraciones medidas en fase particulada y comparamos las concentraciones totales en aire calculadas aquí (usando estimaciones basadas en OPERA) con las concentraciones en aire de un número limitado de informes no agrícolas de concentraciones de pesticidas en el aire y de varios estudios de hogares de bajo SES [26, 31, 76,77,78] (Tabla S9). Es importante notar que esta comparación es aproximada debido a las diferencias en los métodos de muestreo y los años de estudio. Hasta donde sabemos, los datos aquí presentados son los primeros que miden pesticidas distintos de los organoclorados tradicionales en el aire interior de Canadá.
En la fase de partículas, la concentración máxima detectada de Σ8OCP fue de 4400 pg/m3 (Tabla S8). El OCP con la concentración más alta fue el heptacloro (restringido en 1985) con una concentración máxima de 2600 pg/m3, seguido del p,p′-DDT (restringido en 1985) con una concentración máxima de 1400 pg/m3 [57]. El clortalonil, con una concentración máxima de 1200 pg/m3, es un pesticida antibacteriano y antifúngico utilizado en pinturas. Aunque su registro para uso en interiores se suspendió en 2011, su DF se mantiene en el 50% [55]. Los valores de DF y las concentraciones relativamente altas de los OCP tradicionales indican que los OCP se han utilizado ampliamente en el pasado y que son persistentes en ambientes interiores [6].
Estudios previos han demostrado que la antigüedad de los edificios se correlaciona positivamente con las concentraciones de PAO más antiguos [6, 79]. Tradicionalmente, los PAO se han utilizado para el control de plagas en interiores, en particular el lindano para el tratamiento de los piojos de la cabeza, una enfermedad más común en hogares con un nivel socioeconómico más bajo que en hogares con un nivel socioeconómico más alto [80, 81]. La concentración más alta de lindano fue de 990 pg/m³.
En cuanto a la materia particulada total y la fase gaseosa, el heptacloro presentó la concentración más alta, con un máximo de 443 000 pg/m³. Las concentraciones máximas totales de Σ8OCP en el aire, estimadas a partir de los valores de Koa en otros rangos, se indican en la Tabla S8. Las concentraciones de heptacloro, lindano, clortalonil y endosulfán I fueron de 2 (clorotalonil) a 11 (endosulfán I) veces superiores a las observadas en otros estudios realizados hace 30 años en entornos residenciales de altos y bajos ingresos en Estados Unidos y Francia [77, 82, 83, 84].
La concentración total más alta de fase particulada de los tres OP (Σ3OPP) —malatión, triclorfón y diazinón— fue de 3600 pg/m³. De estos, solo el malatión está registrado actualmente para uso residencial en Canadá.[55] El triclorfón presentó la mayor concentración de fase particulada en la categoría OPP, con un máximo de 3600 pg/m³. En Canadá, el triclorfón se ha utilizado como plaguicida técnico en otros productos de control de plagas, como para el control de moscas y cucarachas no resistentes.[55] El malatión está registrado como rodenticida para uso residencial, con una concentración máxima de 2800 pg/m³.
La concentración total máxima de Σ3OPP (gas + partículas) en el aire es de 77 000 pg/m³ (60 000–200 000 pg/m³ según el valor de Koa EPISuite). Las concentraciones de OPP en el aire son menores (DF 11–24 %) que las de OCP (DF 0–50 %), lo que probablemente se deba a la mayor persistencia de OCP [85].
Las concentraciones de diazinón y malatión informadas aquí son más altas que las medidas hace aproximadamente 20 años en hogares de nivel socioeconómico bajo en el sur de Texas y Boston (donde solo se informó diazinón) [ 26 , 78 ]. Las concentraciones de diazinón que medimos fueron más bajas que las informadas en estudios de hogares de nivel socioeconómico bajo y medio en Nueva York y el norte de California (no pudimos localizar informes más recientes en la literatura) [ 76 , 77 ].
Los PYR son los pesticidas más utilizados para el control de chinches en muchos países, pero pocos estudios han medido sus concentraciones en el aire interior [86, 87]. Esta es la primera vez que se reportan datos sobre la concentración de PYR en interiores en Canadá.
En la fase de partículas, el valor máximo de \(\,{\sum }_{8}{PYRs}\) es de 36 000 pg/m3. La piretrina I fue la detectada con mayor frecuencia (DF% = 48), con el valor más alto de 32 000 pg/m3 entre todos los pesticidas. El piretroide I está registrado en Canadá para el control de chinches, cucarachas, insectos voladores y plagas de mascotas [55, 88]. Además, la piretrina I se considera un tratamiento de primera línea para la pediculosis en Canadá [89]. Dado que las personas que viven en viviendas sociales son más susceptibles a las infestaciones de chinches y piojos [80, 81], esperábamos que la concentración de piretrina I fuera alta. Hasta donde sabemos, solo un estudio ha informado concentraciones de piretrina I en el aire interior de propiedades residenciales, y ninguno ha informado piretrina I en viviendas sociales. Las concentraciones que observamos fueron más altas que las informadas en la literatura [90].
Las concentraciones de aletrina también fueron relativamente altas, siendo la segunda concentración más alta en la fase particulada, con 16 000 pg/m³, seguida de la permetrina (concentración máxima de 14 000 pg/m³). La aletrina y la permetrina se utilizan ampliamente en la construcción residencial. Al igual que la piretrina I, la permetrina se utiliza en Canadá para tratar los piojos de la cabeza.[89] La concentración más alta de L-cihalotrina detectada fue de 6000 pg/m³. Si bien la L-cihalotrina no está registrada para uso doméstico en Canadá, sí está aprobada para uso comercial para proteger la madera de las hormigas carpinteras.[55, 91]
La concentración total máxima de \({\sum }_{8}{PYRs}\) en el aire fue de 740.000 pg/m³ (110.000–270.000 según el valor de Koa EPISuite). Las concentraciones de aletrina y permetrina en este estudio (máximo 406.000 pg/m³ y 14.500 pg/m³, respectivamente) fueron superiores a las reportadas en estudios de aire interior en hogares de bajo nivel socioeconómico [26, 77, 78]. Sin embargo, Wyatt et al. informaron niveles de permetrina en el aire interior de hogares de bajo nivel socioeconómico en la ciudad de Nueva York más altos que nuestros resultados (12 veces superiores) [76]. Las concentraciones de permetrina que medimos variaron desde el extremo inferior hasta un máximo de 5300 pg/m³.
Aunque los biocidas STR no están registrados para su uso doméstico en Canadá, pueden emplearse en algunos materiales de construcción, como revestimientos resistentes al moho [75, 93]. Se midieron concentraciones relativamente bajas de partículas en fase particulada, con un máximo de 1200 pg/m³ y concentraciones totales de 1300 pg/m³ en el aire. Las concentraciones de STR en el aire interior no se habían medido previamente.
El imidacloprid es un insecticida neonicotinoide registrado en Canadá para el control de plagas de insectos de animales domésticos.[55] La concentración máxima de imidacloprid en la fase particulada fue de 930 pg/m3 y la concentración máxima en el aire general fue de 34 000 pg/m3.
El fungicida propiconazol está registrado en Canadá para su uso como conservante de madera en materiales de construcción.[55] La concentración máxima que medimos en la fase particulada fue de 1100 pg/m3, y la concentración máxima en el aire general se estimó en 2200 pg/m3.
La pendimetalina es un pesticida de dinitroanilina con una concentración máxima en partículas de 4400 pg/m³ y una concentración máxima total en el aire de 9100 pg/m³. La pendimetalina no está registrada para uso residencial en Canadá, pero una fuente de exposición podría ser el consumo de tabaco, como se explica más adelante.
Muchos plaguicidas se correlacionaron entre sí (Tabla S10). Como era de esperar, el p,p′-DDT y el p,p′-DDE presentaron correlaciones significativas, ya que el p,p′-DDE es un metabolito del p,p′-DDT. De igual manera, el endosulfán I y el endosulfán II también presentaron una correlación significativa, ya que son dos diastereoisómeros que se presentan juntos en el endosulfán técnico. La proporción de los dos diastereoisómeros (endosulfán I:endosulfán II) varía de 2:1 a 7:3, dependiendo de la mezcla técnica [94]. En nuestro estudio, la proporción osciló entre 1:1 y 2:1.
A continuación, buscamos coocurrencias que pudieran indicar el uso conjunto de pesticidas y el uso de múltiples pesticidas en un solo producto pesticida (ver el gráfico de puntos de quiebre en la Figura S4). Por ejemplo, la coocurrencia podría ocurrir porque los ingredientes activos podrían combinarse con otros pesticidas con diferentes modos de acción, como una mezcla de piriproxifeno y tetrametrina. Aquí, observamos una correlación (p < 0,01) y coocurrencia (6 unidades) de estos pesticidas (Figura S4 y Tabla S10), consistente con su formulación combinada [75]. Se observaron correlaciones significativas (p < 0,01) y coocurrencias entre OCP como p,p′-DDT con lindano (5 unidades) y heptacloro (6 unidades), lo que sugiere que se usaron durante un período de tiempo o se aplicaron juntos antes de que se introdujeran las restricciones. No se observó co-presencia de OFP, con la excepción de diazinón y malatión, que se detectaron en 2 unidades.
La alta tasa de coocurrencia (8 unidades) observada entre piriproxifeno, imidacloprid y permetrina puede explicarse por el uso de estos tres pesticidas activos en productos insecticidas para el control de garrapatas, piojos y pulgas en perros [95]. Además, también se observaron tasas de coocurrencia de imidacloprid y L-cipermetrina (4 unidades), propargiltrina (4 unidades) y piretrina I (9 unidades). Hasta donde sabemos, no hay informes publicados de coocurrencia de imidacloprid con L-cipermetrina, propargiltrina y piretrina I en Canadá. Sin embargo, pesticidas registrados en otros países contienen mezclas de imidacloprid con L-cipermetrina y propargiltrina [96, 97]. Además, no tenemos conocimiento de ningún producto que contenga una mezcla de piretrina I e imidacloprid. El uso de ambos insecticidas puede explicar la coocurrencia observada, ya que ambos se utilizan para controlar chinches de cama, que son comunes en viviendas sociales [86, 98]. Encontramos que la permetrina y la piretrina I (16 unidades) se correlacionaron significativamente (p < 0,01) y tuvieron el mayor número de coocurrencias, lo que sugiere que se utilizaron juntas; esto también fue cierto para la piretrina I y la aletrina (7 unidades, p < 0,05), mientras que la permetrina y la aletrina tuvieron una correlación menor (5 unidades, p < 0,05) [75]. La pendimetalina, la permetrina y el tiofanato-metil, que se utilizan en cultivos de tabaco, también mostraron correlación y coocurrencia en nueve unidades. Se observaron correlaciones y coocurrencias adicionales entre pesticidas para los que no se han informado coformulaciones, como la permetrina con STR (es decir, azoxistrobina, fluoxastrobina y trifloxistrobina).
El cultivo y el procesamiento del tabaco dependen en gran medida del uso de pesticidas. Los niveles de pesticidas en el tabaco se reducen durante la cosecha, el curado y la fabricación del producto final. Sin embargo, aún quedan residuos de pesticidas en las hojas de tabaco.[99] Además, las hojas de tabaco pueden tratarse con pesticidas después de la cosecha.[100] Como resultado, se han detectado pesticidas tanto en las hojas de tabaco como en el humo.
En Ontario, más de la mitad de los 12 edificios de vivienda social más grandes no cuentan con una política antitabaco, lo que expone a los residentes al riesgo de exposición al humo de segunda mano.[101] Los edificios de vivienda social MURB de nuestro estudio no contaban con una política antitabaco. Encuestamos a los residentes para obtener información sobre sus hábitos de tabaquismo y realizamos inspecciones de las unidades durante las visitas domiciliarias para detectar indicios de tabaquismo.[59, 64] En el invierno de 2017, el 30 % de los residentes (14 de 46) fumaban.
Hora de publicación: 06-feb-2025