Environmental Health, 2005; 4: 12-12 (más artículos en esta revista)

Se realizó un estudio retrospectivo de PBDEs y PCB en la leche humana de las Islas Feroe

BioMed Central
Britta Fängström (britta.fangstrom @ mk.su.se) [1], Anna Strid (anna.strid @ mk.su.se) [1], Philippe Grandjean (PGrandjean@health.sdu.dk) [2], Pál Weihe (pal@health.fo) [2], Åke Bergman (ake.bergman @ mk.su.se) [1]
[1] Departamento de Química Ambiental, la Universidad de Estocolmo, SE-106 91 Estocolmo, Suecia
[2-5000 Odense, Dinamarca
[3] Department of Environmental Health, Harvard School of Public Health, Boston, MA 02215, USA
[4] Sistema de Hospital de las Islas Feroe, FR-100 Tórshavn, Islas Feroe

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Resumen
Antecedentes

Los contaminantes orgánicos persistentes (COP) en la vida silvestre y los seres humanos siguen siendo motivo de preocupación mundial, tanto en lo que respecta a los contaminantes orgánicos persistentes tradicionales, como la bifenilos policlorados (PCB), los contaminantes orgánicos persistentes y emergentes, como el difenil éteres polibromados (PBDEs). Para determinar el momento relacionados con concentraciones, analizamos la leche humana para estas sustancias en tres momentos entre 1987 y 1999. Polychlorobiphenylols (OH-PCB), la clase dominante de PCB metabolitos, algunos de los cuales se sabe que están fuertemente retenido en la sangre humana, también se incluyeron en la evaluación.

Métodos

Se obtuvieron leche de las Islas Feroe, donde la población está expuesta a los contaminantes orgánicos persistentes de su dieta tradicional (que puede incluir grasa de ballena piloto). Además de tres piscinas, nueve muestras individuales de la última vez que se analizaron punto. Después de la limpieza, el particionado de compuestos neutros y ácidos, y la separación de las clases de química, los análisis se realizaron por cromatografía de gases y / o cromatografía de gases / espectrometría de masas.

Resultados

En comparación con otras poblaciones europeas, la leche humana tiene alta concentración de PCB, con piscina concentraciones de 2300 ng / g de grasa de 1987, 1600 ng / g de grasa en 1994, y 1800 ng / g de grasa en el 1999 (basado en la suma de once importantes de PCB Congéneres). Los nueve muestras individuales mostraron una gran variación en las concentraciones de PCB. El OH-PCB están presentes sólo en pequeñas cantidades, a los niveles de aproximadamente el 1% de las concentraciones de PCB. Las concentraciones de PBDE mostraron un claro incremento en el tiempo, y sus concentraciones en la leche humana a partir de 1999 se encuentran entre las más altas reportadas hasta el momento de Europa, con resultados de las muestras individuales que van de 4,7 a 13 ng / g de grasa

Conclusión

Aunque alejadas de las fuentes de contaminación, las Islas Feroe muestran altas concentraciones de los contaminantes orgánicos persistentes en la leche humana, en particular PCB, pero también PBDEs. Los PBDEs muestran un aumento de la concentración con el tiempo. El OH-PCB metabolitos están mal transferidos a la leche materna, lo que probablemente se relaciona con su carácter ácido.

Antecedentes

Aunque los contaminantes orgánicos persistentes (COP) se han regulado en la mayoría de los países en el mundo, de acuerdo con el convenio de Estocolmo en el año 2001 [1], la COP siguen planteando una amenaza al medio ambiente mundial sobre el medio ambiente, tanto para la vida silvestre y los seres humanos [2 , 3]. Esto es particularmente cierto en el Hot Spot localidades y en zonas remotas donde los hábitos alimenticios pueden influir en la absorción y la acumulación de contaminantes orgánicos persistentes. Esto puede ilustrarse con la exposición humana a los bifenilos policlorados (PCB) en dos antiguos centros de producción de PCB en Michalovche, Eslovaquia, y, en Anniston, Alabama, EE.UU. [4, 5]. Poblaciones con niveles elevados de PCB debido a la ingesta de alimentos con frecuencia incluyen las poblaciones que consumen pescado del Mar Báltico [6, 7] y el lago Michigan, [8, 9], los inuit del norte de Quebec [10, 11] y Groenlandia [12], y A los residentes de las Islas Feroe [13, 14]. El objetivo del presente estudio fue el de indicar cualquier concentraion cambios de dos clases principales de los contaminantes ambientales en los seres humanos, tal como se determina en la leche humana de las Islas Feroe, incluidos en las muestras de tres diferentes puntos de tiempo entre 1987 y 1999. Los análisis químicos fueron elegidos para los PCB y los éteres difenílicos polibromados (PBDEs), así como polychlorobiphenylols (OH-PCB) como la principal clase de PCB metabolitos.

Las Islas Feroe es una pequeña comunidad en el Atlántico Norte, situada al norte de Escocia, lejos de las fuentes industriales de cualquier COP, incluidos los PCB y PBDEs. El feroe población está expuesta a estas sustancias a través de sus alimentos, y posiblemente a través de los bienes y productos en sus hogares y entorno de trabajo. Su estilo de vida es completamente occidental y su dieta se basa generalmente en los mariscos. Parte de la población tiene un considerable consumo de los alimentos locales tradicionales, como la ballena piloto de carne y la grasa, y las aves marinas (por ejemplo, la carne y los huevos fulmar) [13, 15, 16]. Estos de alto nivel trófico de las especies marinas se sabe que contienen altas concentraciones de los contaminantes orgánicos persistentes (por ejemplo, los PCB y PBDEs) [15 - 17]. Las concentraciones de PBDE en el calderón se encuentran en un rango de concentraciones similares a los reportados en los mamíferos marinos de otras partes del mundo, y considerablemente más altos que los observados en la mayoría de los mamíferos marinos del Ártico [18, 19]. Debido a las diferencias entre la dieta feroe, una amplia variabilidad en las concentraciones de PCB está presente. En 1987 la leche piscinas figura 1.8-3.5 μ g por gramo de grasa PCB [20], suero de las mujeres embarazadas las Islas Feroe en 1994 confirmó que la media global, pero las concentraciones de PCB individuales varió de 0,15 hasta tanto como 22 μ g / g de grasa [13]. En las asignaturas de este último estudio, OH-PCB concentraciones de 0,019 a 1,8 μ g / g de grasa se informó, demostrando así la importancia de esta clase de PCB metabolitos retenidos en la sangre humana [13].

Los PBDEs se notificaron los primeros peces de Suecia [21] y, posteriormente, en el Japón [22] y en la leche humana de Alemania [23]. Estos primeros resultados han sido seguidos por un gran número de estudios en todo el mundo, en los seres humanos, los peces, las aves y los mamíferos [19, 24]. En un estudio de la tendencia de tiempo para PBDEs en la leche materna de Suecia desde principios del decenio de 1970 a 1997, las concentraciones mostraron un incremento significativo [25], mientras que las muestras de 1997 a 2000 indican una disminución, debido principalmente a la reducción de las concentraciones de BDE-47 [ 26]. Una disminución de PBDEs en la leche sueca fue también indicado por Lind y compañeros de trabajo de 2003 [27]. Un buen resumen de los datos sobre la exposición humana PBDE se les dio en los últimos exámenes, incluidas las de Hites [19], Sjödin et al. [28] y [29] Ryan. En Noruega, PBDE en la leche humana aumentó de 1986 a 2001, con niveles de concentración similares a los reportados en Suecia y Japón [25, 26, 30, 31]. En el Ártico canadiense, la han aumentado las concentraciones de PBDE con un factor de 3 en el decenio de 1990 (es decir, de 2,2 a 6,2 ng / g de grasa) [32]. Una concentración similar rango ha informado desde el Reino Unido. En el sur de Canadá, las concentraciones fueron alrededor de 3 veces superior [29, 32], y los niveles de PBDE en la leche materna de los Estados Unidos están cerca de 2-3 veces mayor que los que de nuevo desde el sur de Canadá y ~ 20 veces más altas que las observadas En Europa y Japón [19, 25, 26, 29, 31, 33, 34].

PCB todavía constituyen algunos de los contaminantes ambientales que domina entre todos los contaminantes orgánicos persistentes [3]. Las concentraciones de PCB humanos han disminuido con el tiempo, aunque los cambios parecen ser inferior a la de 2,2-bis (4-chlorophenyl) -1,1-dichloroethene (DDE). Estas reducciones en las concentraciones de PCB humanos están relacionados con las medidas legislativas adoptadas en el decenio de 1970. Temporal estudios sobre la disminución de los niveles de PCB, tal como se estudió en la leche de las madres suecas principios del decenio de 1970 hasta 1997, indican una disminución del 30% [35]. En Alemania, las concentraciones de PCB en la leche materna se han reducido en un 60% entre 1986 y 1997 [36]. También en Alemania, el Príncipe y los compañeros de trabajo PCB mostraron disminuciones de hasta el 85% de 1984 a 2003 [37] (com. pers. Fürst p.). La disminución de las concentraciones de PCB en la leche humana, se han observado también en Noruega [38] y Canadá [39], con tasas diferentes de la reducción de cada país.

Materiales y métodos
Muestras

En relación con la formación de la pareja madre-hijo en las cohortes de 1987, 1994/95, y 1999, de los nacimientos consecutivos en el Hospital Nacional de Tórshavn, Islas Faroe, la leche se recogió en los días 3-5 después del parto y luego congelados. Para el presente estudio, las madres fueron seleccionados de las tres cohortes utilizando los siguientes criterios de inclusión: edad entre 20 y 29 años, la paridad no más de una, singleton nacimiento, y la entrega en plazo. Procedimientos similares se utilizaron en 1987, 1994 y 1999 [20, 40]. Tres muestras de leche fueron agrupados generados a partir de las tres cohortes, cada uno con la misma cantidad de leche de diez madres (2 ml de cada madre). Debido a los hábitos alimenticios están cambiando, las mujeres son más seleccionados para su inclusión en el estudio de la información sobre su dieta durante el embarazo. El combinaron muestras de la leche que figuran cuatro mujeres que no comen carne de ballena en todo durante el embarazo, y dos de cada quien comió carne de ballena una vez, 2-3 veces, y por lo menos 4 veces al mes. Sin embargo, debido a la falta de suficiente volumen de muestra, de la piscina a partir de 1994 figura la leche de sólo tres mujeres que no habían comido carne de ballena en absoluto. Para determinar toda la gama y la variabilidad de la exposición POP, nueve muestras tomadas de las mismas mujeres seleccionadas en la piscina de la cohorte más reciente (1999) también fueron analizados. Debido a la limitación de los volúmenes de leche disponible, de los especímenes por lo menos 10 ml se tomaron de las muestras de leche recogidas 2-3 semanas después del parto. Además, debido a los cambios en los hábitos alimenticios en la Islas Feroe [14], las muestras seleccionadas a partir de 1999 no puede ser plenamente representativo de las Islas Feroe las mujeres embarazadas, pero son comparables a las muestras recogidas previamente, en lo que respecta a los hábitos alimentarios tradicionales. Todas las muestras fueron analizadas por los principales PBDE, OH-PCB y congéneres de PCB.

Productos Químicos

El individuo congéneres PBDE (numeradas de acuerdo a Ballschmiter et al. [41]): BDE-47, el BDE-77, el BDE-99, el BDE-100, el BDE-153, el BDE-154, y el BDE-209 se sintetiza en-casa [42]. El individuo congéneres de PCB: CB-101, CB-105, CB-118, CB-128, CB-138, CB-146, CB-153, CB-156, CB-170, CB-180, CB-183 y CB -200 [41] fueron adquiridos de los productos químicos Larodan Bellas AB en Malmö, Suecia. El hidroxilado normas PCB 4-OH-CB146, 4-OH-CB187 y 4-OH-CB193 fueron sintetizados (como se describe en otro lugar [43]] y abreviada según Letcher et al. [44]. Todos los solventes fueron pro de la calidad del análisis. 2-Propanol de AnalaR (BDH suministros de laboratorio piscina, Inglaterra) y el metil terc-butil éter (HPLC-grado; Rathburn, Walkerburn, Escocia) eran de vidrio-destilada antes de su uso. De gel de sílice (<0,063 mm) se adquirió de Merck (Darmstadt, Alemania) y activado (300 ° C, 12 h) antes de su uso.

Instrumentos

El PBDE se realizó un análisis por cromatografía de gases / espectrometría de masas (GC / MS) utilizando un instrumento Finnigan TSQ 700 (ThermoFinnigan, Bremen, Alemania), conectado a un cromatógrafo de gases Varian 3400 equipado con un AS200S CTC autosampler. La transferencia se fijó la línea de temperatura a 290 ° C y la temperatura de la fuente de iones mantiene a 200 ° C. En la columna de las inyecciones se realizaron utilizando un septum equipadas temperatura inyector programable (SPI) equipado con un alto rendimiento insertar directamente conectado a una DB-5 HT columna capilar (15 m × 0,25 mm ID, 0,1 μ m de espesor película; J & W la Ciencia) con Helio como gas portador a una presión de 3 psi. La temperatura del inyector fue programada de 60 ° C a 320 ° C a 150 ° C / min y el horno de 80 ° C (1 min), 15 ° C / min a 300 ° C (16 min). Los congéneres de PBDE se analizaron con el seguimiento de iones seleccionados (SIM) mediante el escaneo de negativos para el bromuro de iones (isótopos m / z 79 y 81) formado por captura de electrones en reacciones químicas de ionización (ECNI) con el metano (5,0, AGA, de Estocolmo, Suecia) Como el electrón thermalization de amortiguación de gas en el 5,6 torr y una primaria de energía de electrones de 70 eV. Todos los datos fueron obtenidos por cromatografía, analizado y cuantificado usando el software propietario ICIS2 de Thermofinnigan.

El PCB y OH-PCB se realizaron análisis en un cromatógrafo de gases Varian 3400, equipado con un autosampler Varian 8200, un detector de captura de electrones (ECD), y una escisión-inyector splitless operado en el modo splitless. El hidrógeno se utiliza como gas portador y nitrógeno como gas de maquillaje. A CP-Sil-8-columna (25 m × 0,15 mm de diámetro interior y 0,12 μ m de espesor película Chrompack, EA Middleburg, Países Bajos) fue utilizada. Para el análisis de PCB, la temperatura de la columna fue de 80 ° C (1 min), 20 ° C / min, a 300 ° C (5 min), y para el OH-PCB análisis de la temperatura de la columna fue de 80 ° C (1 min), 50 ° C / min, a 200 ° C (1 min), 1 ° C / min, 230 ° C, 50 ° C / min, a 330 ° C (2 min). La temperatura del inyector fue de 280 ° C y la temperatura del detector 360 ° C. Los datos fueron obtenidos mediante un PC basado en el sistema ELDS Pro v2.0 (Chromatograhic Data System AB, de Estocolmo, Suecia). La relación lineal de la GC / ECD y GC / MS sistema y se determinó la cuantificaciones se realizaron con un único punto externo estándar dentro de la gama de concentración de la relación lineal.

Extracción y limpieza de procedimiento

El procedimiento de extracción y limpieza de las muestras de leche es una versión modificada de un método de muestras de suero y describió por primera vez validado por Hovander y compañeros de trabajo [45]. En la versión modificada del método, ácido fórmico y éter dietílico se utilizan en lugar de ácido clorhídrico y metil terc-butil éter. Sustituto normas, BDE-77, CB-200 y 4-OH-CB193 se han añadido a las muestras antes de la extracción. En resumen, ácido fórmico (1 ml) y 2-propanol (6 ml) se añadieron a una muestra de leche (5 g), posteriormente se extrae con una mezcla de n-hexane/diethyl éter (1:1, 6 ml), y De nuevo una vez extraídos (3 ml). El contenido de lípidos se determinó gravimétricamente suave después de la evaporación del disolvente. El fenol y neutral de tipo compuestos fueron separados por el particionado con una solución de hidróxido de potasio. La mayor parte de los lípidos en la fracción neutral fue removido con ácido sulfúrico concentrado y adicionales de limpieza se realizó en dos posteriormente aplicarse ácido sulfúrico / columnas de gel de sílice, según Hovander et al. [45]. Potencial OH-congéneres de PCB fueron derivatizado con diazomethane y cualquier resto de los lípidos en la fracción metiladas fenol fueron retirados, tal como se describe en otro lugar [45]. Todas las muestras fueron protegidos de la luz del día durante la manipulación y el almacenamiento para evitar cualquier degradación fotoquímica de los compuestos bromados que se analizaron.

Disolvente blanco muestras que representan a uno de cada cinco muestras fueron limpiadas y analizadas de la misma forma que las otras muestras. Los PBDEs en la muestra tuvo que ser tres veces mayor que la cantidad PBDE en el blanco para ser considerada como una cantidad cuantificable. La cantidad promedio de la muestra en blanco ha sido restarse de los resultados. En general, recuperaciones y desviación estándar (DE) de las normas de sustitución fueron 83% ± 6,1 para BDE-77, 83% ± 4,2 para el CB-200 y 104 ± 6,7% para el 4-OH-CB193.

Recuperación experimento

La recuperación estudio se realizó en 5 g de leche de vaca con un contenido en materia grasa del 3%. Antes de la extracción de un determinado número de congéneres PBDE se añadieron, BDE-47, el BDE-99, el BDE-100, el BDE-153, BDE-154 y el BDE-209, en dos diferentes niveles de pico (0,1 ng / muestra y 1 ng / muestra) Ambas por triplicado. Paralelamente, seis de las muestras se extrajeron sin ningún añadido congéneres PBDE. Antes de análisis por GC / MS, el mismo congéneres PBDE (BDE-47, el BDE-99, el BDE-100, el BDE-153, BDE-154 y el BDE-209) se han añadido a las muestras en los dos niveles (0,1 ng / Muestra y de 1 ng / muestra). Estas muestras, por lo tanto, representa el 100% de los analitos, y de estos, la absoluta recuperaciones se calcularon. Además, otras tres muestras se ejecuta en paralelo como en blanco muestras para el control de cualquier contaminación de fondo.

Resultados

El duplicado de resultados (A / B) para las concentraciones de PBDE congénere agrupados en muestras de leche de 1987, 1994/95 y 1999 se presentan en la Tabla 1, al igual que la media / medianas y rangos para las nueve muestras individuales a partir de 1999. Todos los PBDE resultados a excepción de una fueron por encima del límite de cuantificación (LDC), una sola persona con una muestra de leche no detectables BDE-209 concentración. El PBDE resultados para todos las muestras individuales a partir de 1999 superior a la piscina valor de 1987, con excepción de BDE-209 y BDE-154/BB-153. Asimismo, todas las concentraciones de PBDE total de las muestras individuales superior a los totales de ambos de 1987, y 1994/95. El tiempo relacionados con los niveles de PBDEs (Fig. 1], por lo tanto, parece reflejar un incremento real y sustancial. Si bien esto es evidente para BDE-47, una forma aún más espectacular aumento se ha producido para BDE-153, especialmente cuando se compara con los datos de Suecia (Fig. 2].

Las concentraciones de once importantes congéneres de PCB en muestras de leche y combinados de la mediana y rangos de las nueve muestras individuales a partir de 1999 se presentan en la Tabla 2. Todos los datos de concentración se presentan tanto en un peso y molar base para promover la correcta comparación de las concentraciones de estos compuestos con sus muy diferentes masas molares. En contraste con la tendencia vista en las concentraciones de PBDE, el PCB resultados son bastante estables (Fig. 3], con los tres grupos que muestran resultados muy similares, y todos los datos de la piscina y dentro de la variabilidad visto en la muestras individuales a partir de 1999.

Concentraciones de dos individuales OH-congéneres de PCB (4-OH-CB146 y 4-OH-CB187) detecta todas las muestras analizadas para se presentan en la Tabla 2 (parte inferior). La relación entre el dominante OH-PCB metabolito y el congénere PCB presentes en la mayor concentración, 4-OH-CB187/CB-153 en la leche fue inferior a 0,002 en todos los casos.

Las recuperaciones de BDE-47, el BDE-99, el BDE-100, el BDE-153, BDE-154 y el BDE-209 (cuadro 3] se acerca al 90%, dentro de un rango de 79-107%, con la excepción de BDE-209 para Que la recuperación es un poco más amplia gama (86-160%). Como otro reflejo de la calidad analítica, las concentraciones medias de los nueve muestras individuales están muy cerca del valor obtenido de la piscina, a pesar de que una de las muestras se perdió. Aunque cada uno de las muestras fueron seleccionadas para representar a las diferencias en los últimos dietas, no hay una clara asociación entre la dieta y la reciente POP resultados obtenidos.

Discusión

Las concentraciones de cada uno de los congéneres de PBDE parecen aumentar sustancialmente en la leche humana de las Islas Feroe mujeres estudiadas entre 1987 y 1999 (Cuadro 1 y Fig. 1], más probable es independiente de una estrategia de muestreo sesgado. La variabilidad de las concentraciones de PBDE Σ se desprende de los análisis individuales de las nueve muestras de la más reciente grupo de muestras (1999). La gama bastante amplia entre la más alta y la más baja Σ PBDE concentración podría deberse a diferencias en el estilo de vida y hábitos alimentarios, como ya ha sido demostrado para las concentraciones de PCB. Otros estudios también han puesto de manifiesto grandes variaciones en las concentraciones de PBDE entre las personas [27, 34, 46, 47]. Estudios previos han demostrado también el aumento de las concentraciones de PBDE con el tiempo. Por ejemplo, Merionyté y compañeros de trabajo [25, 26] muestran una tendencia similar para el BDE-47, pero una tendencia muy diferente para BDE-153 (Fig. 2]. La aparente alta concentración y / o aumentar el tiempo de BDE-153 en las Islas Feroe es más pronunciada que en la mayoría de los estudios anteriores [28, 31, 34], aunque este congénere ocasiones se ha demostrado que dominan entre los congéneres de PBDE en la sangre de Los seres humanos en los Países Bajos [47] y de la leche humana de los EE.UU. [48]. Muy recientemente BDE-153 se señaló como el más común de PBDE congénere en pocas muestras de tejido adiposo humano [49]. El patrón con una alta concentración de BDE-153, se presentó en siete de las nueve de la persona muestras de leche a partir de 1999. Los otros congéneres PBDE están presentes en niveles de concentración que se espera de los datos publicados anteriormente.

BDE-209 PBDE es un congénere con un aparente corta vida media (15 días) [50], y su presencia en concentraciones de hasta 3,2 ng / g de grasa, con sólo una muestra por debajo de LDC (Tabla 1] es una indicación de la continuidad La exposición a este PBDE congénere. La mediana de la concentración de BDE-209, en 1999 es de aproximadamente la mitad de la concentración en suero de los empleados de los mataderos de Suecia (2,5 ng / g de grasa) de 2000 [51]. BDE-209 también fue recientemente detectado en concentraciones muy bajas en algunas muestras de leche humana de Alemania recogidas en el período 2001-2003, con una mediana de 0,1 ng / g de grasa [52]. Una media de 0,9 ng / g de grasa se encontró en las madres EE.UU. [34], pero sólo siete muestras de los 47 fueron por encima de la LDC. En las Islas Feroe muestras de leche, el BDE-209 fue superior en todos los LDC, sino de una muestra y en una concentración de aprox. 1 ng / g de grasa en el último punto de tiempo de 1999. Esto es el doble de la concentración de la leche piscinas entre 1987 y 1994/95 (Cuadro 1].

La mediana de las concentraciones de PBDE Σ de las nueve muestras individuales y el nivel de la piscina muestra de las Islas Feroe la leche materna a partir de 1999 están en el mismo rango como muestras de leche del Reino Unido madres en la muestra de 2002 [33] y el alemán muestras a partir de 2002 [53 ], Pero más altos que los reportados por el Príncipe y los compañeros de trabajo desde el sur de Alemania [37]. La leche humana feroe PBDE son intermedios entre los niveles europeo y de América del Norte las concentraciones, con las excepciones mencionadas [34]. Aunque puede ser conveniente para comparar las concentraciones de PBDE Σ general, las concentraciones de cada congénere PBDE (Fig. 1] son mucho más importantes, porque los compuestos difieren en su toxicidad. En función del gran peso molecular lapso de los PBDE congéneres, y dado el elevado peso atómico del bromo, las concentraciones de PBDE congénere más correctamente se informó en base molar y, en consecuencia, las comparaciones son más correctamente hecho de esta manera.

Las concentraciones de PCB (Tabla 2] en las Islas Feroe la leche humana son considerablemente más altos que los publicados por otros estudios de la leche humana (por ejemplo, en Suecia y Bélgica), que se superan en un factor de alrededor de las cinco de la leche de las Islas Feroe [ 35, 54]. El tiempo PCB tendencia observada en la leche humana sueco mostró una disminución constante, con la concentración de PCB en 1997, alcanzando cerca del 30% de que en 1972 [35]. En Alemania, una disminución de 10-25% de la concentración de PCB se produjo entre 1984 y 2003 (p. Fürst,. Pers.). En una población inuit (Nunavik, Quebec, Canadá), la concentración de PCB en sangre de cordón, se mostró una disminución de alrededor del 7% por año entre 1994 y 2001 [11]. Todos estos estudios indican una disminución de los PCB en contraste con la relativamente constantes las concentraciones encontradas en el presente estudio entre las mujeres de las Islas Feroe. Sin embargo, una amplia variación en la concentración de PCB Σ se produce entre el individuo muestras de la más reciente grupo de las Islas Feroe muestras, y una pequeña disminución media no se puede excluir. La relativamente alta concentración de la CB-118 es notable, si bien la leche humana PCB perfil está dominado por CB-138, -153 y -180 (Cuadro 2 y Fig. 3]. Análisis adicional sería necesaria para describir la tendencia temporal de PCB en muestras de humanos en las Islas Feroe.

El OH-PCB concentraciones son bajas en la leche materna (Tabla 2]. Esta conclusión está de acuerdo con los resultados de informes anteriores de Suecia y en Canadá [55, 56]. Por lo tanto 4-OH-CB187 era el congénere dominante, seguido de 4-OH-CB146 en la leche de las Islas Feroe. Las bajas concentraciones también se prevé, porque estos metabolitos son principalmente las proteínas en la sangre [44] y no disuelto o dividió a los lípidos como son los compuestos de su padre. En consecuencia, el OH-PCB exposición de un niño de enfermería es muy baja, a pesar de la tóxica para ser fácilmente transferido al feto [55, 57]. Estas características hacen de la OH-PCB diferente de la neutral PCB y PBDEs.

A pesar de las disminuciones en otros lugares, las Islas Feroe leche humana aún mantiene altas concentraciones de PCB, con niveles bajos en el rango ppm. Los principales congénere PCB en la leche humana (CB-153) supera el congénere más abundante PBDE (BDE-153) por un factor de 150 en la más reciente de las muestras (Cuadros 1 y 2]. Estas elevadas concentraciones de PCB son probablemente explica por los hábitos alimenticios, dado que la población de la Isla Feroe tiene una alta ingesta de mariscos, que incluye PBDE contaminados con PCB y grasa de ballena piloto, y fulmares fulmar huevos [15 - 17].

Las concentraciones elevadas y único patrón de PBDEs, con BDE-153 es el congénere dominante, podría ser explicada por una mayor persistencia de la BDE-153 a más de BDE-47. En cambio, la grasa de ballena piloto se ha demostrado que contienen principalmente BDE-47, seguido por el BDE-99, el BDE-153, lo que indica que este alimento no puede ser la principal fuente de exposición humana PBDE. Desde fulmares sólo contienen concentraciones de PBDE baja, estas aves también constituyen una fuente menor de PBDE ingesta humana. La alta concentración de PBDE en 1999 es poco probable que se explica por la exposición a los equipos eléctricos y electrónicos, ya que dicha exposición no será superior a los presentes en el resto de Europa. Es posible que al menos algunos PBDEs se transmiten a través de las cadenas alimentarias marinas, y que las Islas Feroe son muy expuesta de su dieta tradicional de mariscos.

Un estudio de una población del Norte de Canadá mostró que las tradicionales fuentes de alimento en este ámbito no necesariamente resulta en mayores concentraciones de PBDEs, como se ha observado para otros contaminantes orgánicos persistentes (COP), como el PCB [58]. Ártico mamíferos, incluyendo focas anilladas, han mostrado niveles relativamente bajos de PBDEs, que van desde 0,40 a 4,3 ng / g de grasa, en comparación con grasa de ballena piloto de las Islas Feroe, donde las concentraciones de PBDE son 0,84 a 3,2 μ g / g de grasa [17, 18]. Sin embargo, el hecho es que los residentes en las Islas Feroe tienen altas concentraciones de PBDE y PCB tanto, y la dificultad de explicar el origen de los PBDEs sugieren que es un tema que requiere mayor atención.

El método utilizado para el análisis de PBDE en la leche humana se ha utilizado anteriormente para el análisis de PCB en la leche humana y que antes fue utilizado también para ambos y organobrominated compuestos organoclorados en el suero humano. El suero humano método se adoptó para el análisis de la leche humana con algunas modificaciones [45]. La recuperación se realizó este estudio en la leche de vaca [59], porque las concentraciones de PBDE en la leche humana son mucho más altos y no sería adecuado para las muestras blanco. Un pequeño estudio piloto se realizó para confirmar que la leche de vaca es prácticamente libre de cualquier PBDEs, que fue el caso. La leche con 3% de grasa se utilizó, porque normalmente la leche humana tiene una concentración de lípidos sobre ese nivel. El estudio se realizó de recuperación sólo para los PBDEs, debido a que el método de análisis de PCB ha sido documentado anteriormente [60]. El promedio de recuperaciones de BDE-47, el BDE-99, el BDE-100, BDE-153 y el BDE-154 añadido a la leche de vaca antes de la extracción varió de 79 - 107% (Cuadro 3].

Conclusión

El estudio muestra las concentraciones de PBDE en la leche humana de las Islas Feroe, por primera vez. Un fuerte aumento de las concentraciones de PBDE se muestra, de 1987 a 1999, y las concentraciones en la leche de fines de 1990 se encuentran entre las más altas de Europa. El PBDE patrón es diferente del señalado en otros lugares, con el BDE-153 como el congénere dominante, en lugar de BDE-47 [25, 30]. El PBDE fuentes de las Islas Feroe para la población aún deben ser identificados, pero podrían incluir los productos alimenticios afectados por el paso a través de las cadenas alimentarias marinas. Además, los PCB siguen siendo elevadas concentraciones de las Islas Feroe en la leche materna sin una clara disminución en el tiempo hasta finales del decenio de 1990. Los metabolitos hidroxilados de los PCB están mal transferidos a la leche materna conduce a muy bajos de exposición a estos metabolitos a través de la leche.

Lista de abreviaturas

GC / ECD cromatografía de gases / detector de captura de electrones

GC / MS cromatografía de gases / espectrometría de masas

OH-PCB polychlorobiphenylols

PBDEs difenil éteres polibromados

PCB bifenilos policlorados

COP contaminantes orgánicos persistentes

Conflicto de intereses

Los autores declaran que no tienen intereses en conflicto.

Contribuciones de los autores

BF llevó a la redacción del manuscrito, colaboró en la limpieza del procedimiento, la GC / ECD y GC / MS análisis de las muestras, y ha diseñado el proyecto. AS hizo el trabajo de limpieza de las muestras y de hecho la GC / ECD análisis. PG participó en la redacción y diseño del proyecto. PW recogidas y seleccionadas todas las muestras. ÅB participado en la planificación, la escritura y la interpretación. Todos los autores leído y aprobado el manuscrito final.

Agradecimientos

Damos las gracias a Ioannis Athanassiadis para hacer la GC / MS análisis. Agradecemos también al personal de laboratorio en la Universidad del Sur de Dinamarca para la preparación de muestras de la mancomunada. El apoyo financiero para este estudio se ha dado por subvenciones de la UE programa de I + D, Anemone (QLK4-CT-2001-00186).