Evaluación de riesgo de
intoxicación por plomo en la
zona urbana aledaña a una
fundidora en Chihuahua, México
Risk assessment in an
old lead smelter complex in Chihuahua, México
MARGARITA ORNELAS HICKS,1 LUZ HELENA SANÍN AGUIRRE,2,3 FERNANDO DÍAZ-BARRIGA,4
SANDRA ALICIA REZA LÓPEZ1 E ISABELLE ROMIEU2
__________________________________
1Laboratorio Regional de Salud Pública. Servicios Estatales de Salud. Estado de Chihuahua.
2Facultad de Enfermería y Nutriología (FEN), Universidad Autónoma de Chihuahua, México.
3Instituto Nacional de Salud Pública de México.
4Facultad de Medicina. Universidad Autónoma de San Luis Potosí.
Resumen
El objetivo fue evaluar el riesgo de intoxicación con plomo en
tres estratos (E1, E2 y E3) urbanos cercanos a una industria
que operó por alrededor de 90 años. En cada estrato se se-
leccionó una muestra aleatoria de madres en edad
reproductiva así como de sus hijos con edades entre 1-5 años.
Se obtuvieron muestras de sangre capilar de madres e hijos
y se analizaron por voltametría. En cada vivienda muestreada
se tomaron muestras de suelo, pintura, polvo y agua para su
análisis por voltametría anódica. En forma adicional, se se-
leccionaron escuelas preescolares, y se obtuvieron mues-
tras de sangre de niños menores de 6 años. Los modelos
predictivos se realizaron mediante regresión lineal simple y
regresión múltiple. La evaluación se ejecutó con la metodolo-
gía de evaluación de riesgo de la EPA (Environmental Protection
Agency). De un total de 324 niños examinados, el rango de
valores de plomo en sangre osciló entre 2.8-50.2 µg/dL con
una media geométrica de 11.4 µg/dL (s±8.2), el 32% >10
µg/dL, 4% > 25 µg/dL, 1% > 45 µg/dL. Se encontró una zona
de alto riesgo en E1 y de mediano riesgo en E2 (75% y 40%
de niños con > 10 µg/dL; norma SSA). Las concentraciones
de plomo presentaron una relación inversa con la distancia.
Las muestras de suelo superficial mostraron un rango de 100
a > 9,000 ppm. Los valores de plomo en madres se encon-
traron dentro de la norma. Los predictores de plomo en niños
se relacionaron con la exposición a suelo, el cual aporta más
del 90% como fuente de exposición. Se concluye que existe
una contaminación residual en la zona aledaña a la fundidora,
la cual debe remediarse antes de seguir realizando activida-
des recreativas y culturales.
Palabras clave: Plomo, evaluación de riesgo, niños, conta-
minación residual, fundidora.
Abstract
The objective of this work was to present a risk assessment
(according to Environmental Protection Agency-EPA) of the re-
sidual lead intoxication risk, 10 years after the closure of one of
the world’s largest smelter complex, which operated nearly 90
years in this zone. Area was stratified in function of the dis-
tance from the smelter. In each of the three defined strata, a
random sample of mothers in reproductive age and their chil-
dren between ages 1 and 5 was selected; capillary blood sam-
ples were taken from the mother-child pairs, and were analyzed
through voltammetry using a portable apparatus (lead care) with
strict quality control. In each of the sampled households, soil,
paint, dust and water samples were taken for later analysis
through anodic voltammetry. Schools from each stratum were
selected as well, and in each of them capillary blood samples
from children under age 6, as well as environmental samples
corresponding to each school, were taken. To evaluate the pre-
dictors of lead levels in the blood of mothers and children analy-
ses were performed through simple and multiple linear regres-
sion. In 324 children examined the blood lead level ranged from
2.8 to 50.2 µg/dL with a geometric mean of 11.4 (SD 8.2) µg/dL
and 40% of the children had values > 10 µg/dL ,20% > 20 µg/
dL. Mothers’ lead concentration mean was 5.22 µg/dL (SD 3.36).
Lead concentration in blood showed an inverse relation to the
distance from the smelter. The analyzed superficial soil samples
showed a range of 100 to > 9000 ppm. The predictors of lead in
children, obtained by Multiple Linear Regression, were related
to exposure to soil (98% of the total dose). Residual pollution
exists and must be remediated before cultural and recreational
activities or new urban areas be carried out in the zone.
Keywords: Lead, risk assessment, children, residual pollu-
tion, smelter.
Facultad de Enfermería y Nutriología, Universidad Autónoma de Chihuahua, Avenida Politécnico Nacional #2714,
Colonia Quintas del Sol, Chihuahua, Chih., México, 31250, teléfono y fax (614) 430 0075, 430 0498,
e-mail: saninluz@yahoo.ca. Proyecto Sivilla-CONACYT No. 19980402024.
Salud y deporte
Vol. I, No. 1 • Enero-Abril 2007 •
26
E
l plomo es considerado como uno de los elementos más tóxicos.
Los efectos deletéreos de este elemento en niños como en adultos
han sido ampliamente demostrados (Bellinger et al., 1987; Bellinger
et al., 1990; Bellinger et al., 1991; McMichael et al., 1988; Needleman
et al., 1990; Baghurst et al., 1992; Muñoz et al., 1993; Rosen, 1995; McConell
et al., 1995; Sanín et al., 1998; Hernández et al., 1997).
A la fecha, es posible predecir con cierta
certeza el tipo de lesión de acuerdo a la con-
centración de plomo encontrada en sangre
completa. Con la sofisticación de las técnicas
de medición es viable encontrar efectos en la
salud a niveles cada vez más bajos, e incluso
por debajo de lo establecido por la norma (Sanín
et al., 2001). Esto es grave, si se considera que
este elemento puede almacenarse en los hue-
sos, constituyendo una fuente secundaria, es-
pecialmente en el caso de las mujeres (Sanín
et al., 1998; Popovic et al., 2005) quienes pue-
den transmitirlo a sus hijos durante el embara-
zo (Goyer, 1990; Hernández et al., 1996; Gulson
et al., 1997) y la lactancia (Gulson et al., 1998;
Janakiraman et al., 2003; Dorea, 2004). Al plo-
mo se le ha asociado con el deterioro del siste-
ma inmunológico y con retrasos en el desarro-
llo, así como en una reducción del coeficiente
intelectual (EPA, 1992; Lanohear, 2005).
Por otro lado, las emisiones antropogénicas
de plomo hacia el aire son la causa más impor-
tante de contaminación y representan por lo
menos unas 20 veces más que las emisiones
naturales (Corey y Galvao, 1989). Una de las
principales fuentes antropogénicas documen-
tadas que contaminan el ambiente es la fundi-
ción primaria y secundaria del plomo (Díaz-Ba-
rriga et al., 1997). El plomo emitido a la atmós-
fera, primero forma parte de las partículas sus-
pendidas y representa una fuente inmediata de
exposición a través de la inhalación. Después,
se sedimenta en el suelo, donde es una fuente
de exposición a largo plazo (Wang et al., 1997),
especialmente peligroso para poblaciones de
alto riesgo, como los niños de uno a cinco años.
Un suelo cercano a una industria puede alcan-
zar niveles de hasta 60,000 ppm, en compara-
ción con las concentraciones de plomo en suelo
de una zona alejada de la actividad humana,
que sería semejante a la concentración natural
en la corteza o en las rocas, que va de 5 a 25
ppm (< 50 ppm) (McConell et al., 1995; Corey
y Galvao, 1989). En un estudio de la Universi-
dad de Cincinnati en 1995 para evaluar zonas
cercanas a fundidoras en México se reporta-
ron mediciones de plomo con una media de
277 ppm (Benin et al., 1999).
México es considerado como uno de los
grandes productores de plomo; junto con la Re-
pública de Perú produce alrededor del 14% de
la producción mundial. En México destaca el es-
tado de Chihuahua, que en el año 2003 ocupó
el primer lugar en producción de plomo, con un
48% del total producido en México y un volu-
men de producción anual de 54,807 toneladas
(Gobierno del Estado de Chihuahua, 2004). La
planta metalúrgica fundidora Ávalos se estable-
ció al sureste de la ciudad de Chihuahua, ini-
ciando actividades en el año 1908. En la déca-
da de los años cincuenta del siglo pasado llegó
a ser considerada como una de las empresas
de mayor importancia en América Latina, y pos-
teriormente a nivel mundial, en razón de su alta
productividad. En los últimos años de opera-
ción, (cerró en 1993) producía alrededor de 250
toneladas diarias de plomo. La hipótesis fue que
considerables cantidades de plomo fueron de-
positadas después de 90 años de actividad y
que en consecuencia se debería de considerar
a la zona como de alto riesgo. A la fecha no se
conocen datos de evaluación del riesgo duran-
te el tiempo de operación ni información des-
pués del cierre que permitan predecir la poten-
cial exposición de la población al plomo. El ob-
jetivo fue evaluar el riesgo por exposición a plo-
mo en mujeres en edad reproductiva, así como
en niños de 1 a 5 años de edad, en la zona
aledaña a la fundidora de Ávalos en Chihuahua,
México. Un segundo objetivo fue identificar los
Introducción
• Vol. I, No. 1 • Enero-Abril 2007 27
factores ambientales y nutricios que determi-
nan sus niveles de plomo en la sangre.
Materiales y métodos
Se realizó una estratificación de la zona, basa-
da en el marco muestral del Instituto Nacional
de Estadística, Geografía e Informática (INEGI,
1995). La estratificación consideró la distancia
a la chimenea de la fundidora y se establecie-
ron tres estratos: de 600 a 1200 m (E1), de 1200
a 1800 m (E2) y de 1800 a 2400 m (E3). Este
esquema permitió la comparación con estudios
previos (Landrigan et al., 1975). El proceso se
llevó a cabo en tres etapas. En la primera se
realizó un muestreo probabilístico, calculando
el tamaño de muestra sobre la base de un
muestreo piloto, con un máximo de confiabilidad
del 95%, un error relativo del 15% y un poder de
prueba mayor del 90%. El tamaño de la mues-
tra en esta primera etapa fue de 45 viviendas
para la toma de muestras ambientales y bioló-
gicas en mujeres y sus hijos. La selección se
realizó bajo un muestreo aleatorio estratificado
con asignación proporcional al tamaño del es-
trato. Para el proceso de selección de las vi-
viendas de cada estrato se realizó un muestreo
sistemático con arranque aleatorio. Las mues-
tras ambientales recolectadas en cada vivien-
da fueron: agua del grifo, pintura interior, pol-
vo intradomiciliario, suelo superficial del patio
y frente de la vivienda; y las muestras biológi-
cas fueron de sangre capilar de la madre y del
hijo. En la segunda etapa del muestreo se se-
leccionaron cuatro escuelas preescolares, don-
de se tomaron muestras biológicas, así como
las ambientales correspondientes. En la terce-
ra etapa se tomaron muestras de suelo su-
perficial en sitios de recreación frecuentados
por la comunidad.
La toma de muestras de sangre capilar
se realizó en lugares cerrados. En el área de
punción se realizó asepsia y antisepsia con
agua, jabón y alcohol isopropílico al 70%. La
determinación de los niveles de plomo san-
guíneo se realizó por voltametría, utilizando el
sistema de comprobación de plomo en la san-
gre (sistema Lead Care), con estricto control
de calidad. El resultado se expresó en µg/dL.
Para la toma de muestras ambientales se
consideró el procedimiento descrito por
Carreón et al. (1995). Se tomaron muestras
de suelo superficial, polvo residencial y pintu-
ra. Para la recolección de las muestras de agua
en el interior de las viviendas, la zona se divi-
dió según la fuente de abastecimiento de la red
municipal, la cual incluyó dos pozos. La deter-
minación del plomo se llevó a cabo por
voltametría anódica, con el instrumento
electroquímico PaceScan. Este método es es-
pecífico para plomo y libre de interferencias por
otros metales (Pace Environs).
Los datos se procesaron por estrato y en
forma separada para cada fase de muestreo.
Se aplicó la metodología de la EPA para eva-
luar la contribución de cada medio, por estra-
to, y para cada grupo (mujeres y niños) (EPA,
1992). Se empleó la metodología propuesta por
la ATSDR (1993) para calificar la zona. Se usó
el modelo IUEBK de la EPA para corroborar los
hallazgos.
Con el propósito de establecer los
predictores de los niveles de plomo tanto en
Estrato I
Estrato II
Estrato III
Cuadro 1. Concentraciones de plomo en sangre y muestras ambientales según estrato (viviendas).
Ávalos, Chihuahua.
Estrato I: 600 - 12000 m de la chimenea de la fundidora.
Estrato II : 1200 - 1800 m de la chimenea de la fundidora.
Estrato III: 1800 - 2400 m de la chimenea de la fundidora.
µg/ dL Microgramos por decilitro.
µg/ mtra Microgramos por muestra.
mg/ mtra Miligramos por kilogramo.
Pb sanguíneo
en madres
µg/ dL
5.2
6.3
4.3
Pb sanguíneo
en niños
µg/ dL
16.6
8.9
7.7
Suelo
ppm
2113
225
205
Polvo
µg/mtra
87.7
71
30
Pintura
mg/Kg
1968
1009
390
Agua
µg/L
< 2
<2
<2
Vol. I, No. 1 • Enero-Abril 2007 •
28
sangre materna como de los niños, se realizó
análisis univariado, bivariado y multivariado
mediante regresión lineal simple y múltiple. El
cuestionario de consumo de calcio se trans-
formó a índice de consumo de calcio en mg/
día de acuerdo a la técnica estandarizada para
población mexicana (Hernández et al., 1997;
Lacasaña et al., 1996; Lacasaña et al., 2000),
incluyéndose en el modelo como alimento en
porciones (cuartiles) y como índice. El plomo
mostró una distribución asimétrica, por lo cual
fue normalizado mediante transformación
logarítmica para su análisis. Para los modelos
de regresión lineal múltiple se identificaron to-
das aquellas variables predictoras de los ni-
veles de plomo en sangre en el análisis
bivariado bajo los criterios de plausibilidad bio-
lógica, significancia a p > 0.05, así como el
coeficiente de determinación; se continuó el
modelaje hasta obtener el modelo más parsi-
monioso, cuyo ajuste se evaluó por análisis
de residuales. El análisis se realizó con el pa-
quete STATA 5.0 para Windows (Stata
Corporation, 1993) e IUEBK de la EPA (EPA,
1992).
Resultados
Se examinó a un total de 324 niños, cuyos
valores de plomo en sangre oscilaron entre
2.8-50.2 µg/dL, con una media geométrica de
9.7 µg/dL (s ± 6.7), el 32% > 10 µg/dL, 4% >
25 µg/dL, 1% > 45 µg/dL. En niños se encon-
tró una media geométrica de 16.6 µg/dL
(s±11.7, IC95% 15.2-18.0) rango de 8.6 a 34 µg/
dL para E1. Para el E2 fue de 8.9 µg/dL (s±5.1,
IC95% 8.0-9.8) rango 3.7-25.5 µg/dL, mientras
que para el E3 se detectó una media de 7.7
µg/dL (s±4.0, IC95% 6.9-8.5) rango 3.0-22.9 µg/
dL. La media global de plomo materno fue de
5.2 µg/dL (s±3.4) (cuadros 1 y 2).
Concentraciones de Pb en sangre (µg/dL)
y porcentajes en niños 1-5 años
Cuadro 2. Resultados de las mediciones de plomo en suelo en escuelas y plomo sanguíneo
en niños de 1 a 5 años (casa y jardín), por estrato. Ávalos, Chihuahua.
Estrato I
(600 - 1200 m)
n = 94
Suelo
ppm
Vivienda
(muestreo) Jardín Pre-escolar
µg/dL Microgramos por decilitro.
ppm Partes por millón.
742
x = 16.6
rango ( 8.6 - 34.0)
75% > 10
25% > 15
25% > 20
x = 14.0
rango ( 3.6 - 50.2)
56% > 10
31% > 15
19% > 20
Estrato II
(1200 - 1800 m)
n = 124
379
x = 8.9
rango ( 3.7 - 25.5 )
37% > 10
5% > 15
5% > 20
x = 8.3
rango (3.9 - 24.5)
31% > 10
8% > 15
2% > 20
Estrato III
(1800 - 2400 m)
n = 106
202
x = 7.7
rango ( 3.0 - 22.9)
14 % > 10
5% > 15
5% > 20
x = 7.2
rango ( 2.8 - 24.8)
15% > 10
1% > 15
1% > 20
T O T A L
N = 324
663
Rango 50 - 9555 —
x = 9.7
s = 6.7
rango ( 2.8 - 50.2)
34 % ³ 10
14 % ³ 15
8 % ³ 20
• Vol. I, No. 1 • Enero-Abril 2007 29
De las muestras ambientales, sólo el sue-
lo rebasó los criterios de riesgo para zonas de
alto contacto con niños (400 ppm), con una me-
dia aritmética en las tres etapas de muestreo
de 663 ppm (s±1,551), rango 50-9,555 ppm
(cuadros 1 y 2). La evaluación de la dosis de
exposición tanto en niños como en mujeres
evidenció que el suelo aporta el 98% de la do-
sis total de ingesta de plomo en los tres estra-
tos. En el cuadro 3 se presentan los resultados
para E1. En cuanto a la caracterización del ries-
go, en E1 existe un riesgo de daño neurológico
para los niños teniendo como vía de exposi-
ción el suelo.
Los predictores de los niveles de plomo en
sangre capilar de los niños fueron la ubicación
del kinder, comer tierra y el tipo de piso de la
vivienda. El uso de aire acondicionado, el con-
sumo de requesón y el traslado en camión se
encontraron asociados inversamente a los ni-
veles de plomo en sangre capilar (R2=32.37%).
En cuanto a los niveles de plomo en sangre
capilar en las mujeres (cuadro 5), éstos fueron
determinados por la ocupación (empleadas de
la industria maquiladora) y la lactancia actual.
Los factores asociados inversamente a los ni-
veles de plomo en sangre fueron la ingesta de
suplementos de calcio y el consumo de atún
(R2=50.69%).
Respecto a los resultados de la etapa en
la cual se muestrearon 10 sitios estratégicos
(casas, escuela, cancha de futbol), se encon-
traron dos muestras dentro de la norma; no
obstante, las demás fueron elevadas. El ran-
go fue de 212 a 9,555 ppm, este último se de-
tectó en el suelo del frente de una de las casas,
en la cual se encontró a un menor con valor de
plomo en sangre de 49.5 µg/dL.
La caracterización del riesgo mostró nive-
les por encima de la norma con riesgo de daño
neurológico en E1, donde, extrapolando según
los datos del INEGI, se esperaría que una cohorte
creciente de 170 niños por año presente daño
neurológico.
Discusión
Este es el primer estudio que se realiza en una
zona donde estuvo la que fue en un tiempo una
de las fundidoras de plomo más grandes del
mundo. Ni en los casi 90 años de funcionamien-
to ni en los largos años después del cierre se
realizó una investigación del sitio que evaluara
el riesgo potencial de exposición para huma-
nos, especialmente en poblaciones de alta sus-
ceptibilidad como niños menores de 5 años y
mujeres en edad reproductiva.
La metodología de evaluación de riesgo que
se llevó en este trabajo (EPA, 1992; Samet et
al., 1998; Hertz-Piccioto, 1995) constituye ac-
tualmente la mejor herramienta para evaluar el
daño potencial de un contaminante para la po-
blación humana. Esta metodología cobra ma-
yor valor en la medida en la cual estudios pre-
vios con calidad metodológica hayan logrado de-
mostrar la relación causa-efecto entre dicho
contaminante y efectos adversos en la salud.
Este estudio se enriqueció con la metodología
de la Agencia de Sustancias Tóxicas y Regis-
tro de Enfermedades (ATSDR, 1993), con el fin
de asignar una calificación que ubique, desde
el punto de vista de salud pública, la necesidad
de intervenir o no con medidas de remedio.
Además de ser el primer estudio en
visualizar el problema de forma global, se hizo
en una muestra representativa de la población,
lo cual permite inferir el riesgo para la población
Cuadro 3. Evaluación de riesgo en niños del estrato I (600 m – 1200m) y
contribución proporcional de cada medio. Escenario medio y máximo. Ávalos, Chihuahua.
Medio
Suelo superficial
Polvo residencial
Pintura
Agua
Total
Concentración
promedio*
435 X 10-4
1.653 X 10-4
5.02 X 10-4
0.857 X 10-4
442.53 X 10-4
Contribución relativa
(%)
98.3
0.4
1.1
0.2
100
Concentración
máxima*
1433 X 10-4
3.743 X 10-4
22.50 X 10-4
2.14 X 10-4
1461.38 X 10-4
Contribución relativa
(%)
98.1
0.3
1.5
0.1
100
*µg/Kg/día.
Vol. I, No. 1 • Enero-Abril 2007 •
30
de la zona y estimar un aproximado en núme-
ros absolutos de los niños con niveles de plo-
mo por arriba de 10 µg/dL (NOM, 1999).
No sólo se hizo la evaluación de riesgo tra-
dicional que permite estimar la dosis posible que
está ingresando al organismo y localizar el
medio que ofrece mayor riesgo, sino que ade-
más se tomó el nivel de plomo en sangre y pudo
comprobarse la predicción. Esto se contrastó
además con el modelo biocinético diseñado por
la EPA para zonas aledañas a fundidoras. Los
resultados sugieren que el suelo aporta el 98%
de la dosis de exposición total de plomo, en-
contrándose para el primer estrato un riesgo de
daño neurológico para los niños. Este es un ha-
llazgo notable que contrasta con lo encontrado
en otros estudios (Landrigan et al., 1975;
Kimbrough et al., 1995) que han trabajado en
zonas donde la emisión de partículas de plomo
es activa y han demostrado que la ruta princi-
pal del contaminante es a partir de los medios
aire y polvo, aunque siempre se recomienda
realizar una evaluación de la exposición en el
sitio (Benin et al. 1999). Se aprecia que en la
medida en que no hay emisiones activas, el me-
dio de contaminación residual es suelo cuya
biodisponibilidad se aprecia al observar los
predictores encontrados en el modelo
multivariado, asociados todos con actividades
relacionadas con exposición al suelo, en los ni-
ños, que son quienes están en contacto con el
suelo por sus actividades lúdicas. Estudios
como los de Mielke HW (Mielke et al., 1997;
Mielke et al., 1998), Díaz-Barriga F (Díaz-Barri-
ga et al., 1997), Jin A (Jin et al., 1997) y Lin Z
(Lin et al. 1998), han mostrado consistentemen-
te que la exposición a plomo en el suelo tiene
efectos en los niveles de plomo en sangre. Esto
adquiere mayor relevancia si tomamos en
cuenta que el 85% de las casas en esta zona
tienen patios de tierra y el 63% de las calles de
la zona se encuentran sin pavimento. Los pun-
tos de mayor importancia por las concentra-
ciones de plomo en el suelo, y determinantes
en la evaluación, fueron las áreas de recrea-
ción de la zona, ubicadas en el estrato I como
son canchas de futbol y parques infantiles.
Las dosis de exposición y las concentra-
ciones de plomo en sangre encontradas fue-
ron consistentes con las predichas al aplicar el
modelo Biocinético de Exposición Integral al
Plomo (IEUBK) diseñado por la EPA. Este mo-
delo predictivo es aplicado en otros estudios
como un procedimiento validado en la comuni-
dad científica (Wang et al., 1997). Con esta téc-
nica y de acuerdo a los datos del INEGI 1995,
se estima que más de 500 niños entre 1 a 5
años de la zona tienen niveles de plomo en san-
gre superiores al límite marcado por la norma
emergente y, del primer estrato, 170 niños (IC95%
156-183) enfrentan entonces y actualmente un
riesgo severo de daño neurológico, más grave
Cuadro 4. Modelo de Regresión Lineal Múltiple para los niveles de plomo en sangre en niños.*
Ávalos, Chihuahua.
Variable
Asistir al Jardín del estrato I1
Comer tierra2
Piso de tierra o cemento3
Usar camión para transportarse4
Tener aire acondicionado5
Consumo de queso fresco6
Constante
ß
0.466
0.392
0.158
- 0.212
- 0.147
- 0.108
1.952
E.E.
0.049
0.082
0.048
0.051
0.051
0.044
0.052
IC 95%
0.368 a 0.563
0.230 a 0.553
0.064 a 0.251
- 0.312 a -0.112
- 0.247 a -0.046
- 0.194 a -0.021
1.850 a 2.054
*Transformación Logarítmica; resultados expresados en µg/dL.
IC 95% =Intervalo de Confianza para el 95%.
E.E. =Error Estándar.
ß=Coeficiente de Regresion.
R2=32.37%.
n=301.
1Ref. Asistir a Jardín en otro estrato.
2Ref. No comer tierra.
3Ref. Tener piso recubierto.
4Ref. Transportarse caminando.
5Ref. No tener aire acondicionado (ventilador o nada).
6Cuartil superior en relación a los demás.
• Vol. I, No. 1 • Enero-Abril 2007 31
aún si pensamos que esto se ha venido repi-
tiendo quizá con mayor gravedad, generación
tras generación, desde hace más de 90 años,
y continúa.
Del estrato I al estrato II, un incremento en
el plomo del suelo a 400 ppm como base gene-
ra un aumento del 38% en los niños con niveles
superiores a 10 mg/dL; Lanphear BP (Lanphear
et al., 2005) encontró un aumento de 11.6%.
El hecho de tener pisos de tierra, así como
el hábito de pica, complementan el grupo de va-
riables asociadas positivamente con los nive-
les de plomo en sangre. Dada la información
recabada en este grupo, pudieron obtenerse
además variables protectoras como el hecho
de transportarse en camión, tener aire acondi-
cionado y comer requesón o queso fresco,
como una proximidad de la ingesta de calcio, lo
cual ha sido documentado en otros estudios
(Hernández et al., 1997; Lacasaña et al., 1996;
Lacasaña et al., 2000; Mahaffey, 1990) Todas
estas variables en conjunto explican el 32% de
la variabilidad de plomo en sangre.
El modelo para las mujeres en edad
reproductiva es bastante interesante (cuadro 5).
Aunque la media de plomo en ellas estuvo por
debajo de 10 µg/dL, el modelo es muy diferen-
te al de los niños, ya que el suelo o lo relaciona-
do con él no se muestra como predictor, pero
el hecho de que mujeres lactando tuvieran con-
centraciones del doble de la media, a pesar de
tener una n pequeña, nos hacen pensar en mo-
vilización de depósitos (Sanín et al., 1998); la
variable se mantuvo como predictora hasta el
modelo final. Las mujeres trabajadoras de la
industria maquiladora (n=12) tuvieron una mar-
cada diferencia hacia los valores altos frente a
las demás, y de igual manera se mantuvo en el
modelo final. Por otra parte, el consumo de atún
enlatado y de suplementos con calcio tuvo una
relación inversamente proporcional, concordan-
te con los hallazgos de otros investigadores
(McConell et al., 1995; Hernández et al., 1997;
Lacasaña et al., 1996; Lacasaña et al., 2000;
Mahaffey, 1990; Ballew y Bowman, 2001). Esta
relación no pudo evidenciarse al construir el ín-
dice de calcio, tal vez debido a problemas de
mala clasificación o adaptación del cuestiona-
rio en cuanto a los hábitos alimenticios en la
región. Llaman notoriamente la atención los re-
sultados sobre el uso de loza de barro vidriada;
estos fueron discordantes con hallazgos de
otros investigadores (Lara et al., 1989;
Rothemberg et al., 1990; Rothemberg et al.,
1993; Hernández et al., 1991; Rojas et al., 1994:
Romieu et al., 1994; Chaudhray-Webb et al.,
2003), quienes reportaron el uso de loza de ba-
rro vidriada como uno de los principales deter-
minantes del nivel de plomo en sangre en el cen-
tro y sur del país. A la fecha estos resultados no
se han reportado en la zona norte de México,
donde el uso de la cerámica de barro vidriada
no es un factor cultural característico como en
el resto del país. En un estudio realizado por
Rauda et al., en Ciudad Juárez, Chih, se en-
contró que menos del 10% de las familias usan
Cuadro 5. Modelo de Regresión Lineal Múltiple para los niveles de plomo en sangre en madres.*
Ávalos, Chihuahua.
Variable
Lactancia actual
Ocupación en la ind. maquiladora1
Toma suplementos de calico2
Consume atún enlatado3
Constante
ß
0.5099
0.4004
-0.3828
-0.2387
1.5553
E.E.
0.8632
0.0863
0.1155
0.0818
0.0724
IC 95%
0.01510 - 0.8687
0.2255 - 0.5753
-0.6168 - -0.1487
-0.4045 - -0.0729
1.4086 - 1.7020
*Transformación logarítmica y los resultados son expresados en µg/dl.
IC =Intervalo de confianza.
E.E. =Error estándar.
ß=Coeficiente de regresión.
R2=50.69%. 1Ref. Otra ocupación o ama de casa.
2Ref. No toma.
3Ref. Cuartel mas alto contrastado con el resto.
Vol. I, No. 1 • Enero-Abril 2007 •
32
este tipo de loza (Rauda et al., 2000). Por otro
lado, al igual que en otros estudios, no se en-
contró diferencia alguna en cuanto al sexo.
La edad no fue parte del conjunto de varia-
bles predictivas en los niños, sin embargo, en
la edad de 3 a 4 años se presentaron los ni-
veles más altos en contraste con los demás,
debido probablemente a las actividades pro-
pias de la edad; esto mismo es reportado por
Elhelu MA (Elhelu et al., 1995).
En cuanto a las limitaciones del estudio,
consideramos que no hubo sesgo de selec-
ción, puesto que no hubo pérdidas, se obtuvo
una participación del 100%.
En el caso de existir sesgo de informa-
ción, éste sería no diferencial. En cuanto a
confusión, se contemplaron todos los posibles
predictores de los niveles de plomo en san-
gre identificados en innumerables estudios
(Lara et al., 1989; Rothemberg et al., 1990;
Rothemberg et al., 1993; Hernández et al.,
1991; Rojas et al., 1994: Romieu et al., 1994;
Chaudhray-Webb et al., 2003). No todas las
vías probables de exposición al plomo fueron
medidas en el estudio por no ser relevantes;
por ejemplo, no fue medido el plomo en el aire
porque la fundidora se encontraba sin activi-
dad desde hacía varios años; por otro lado, si
bien el plomo tampoco fue medido en la die-
ta, esta vía no se considera asociada a nive-
les altos de plomo en sangre (Rojas et al.,
1994).
Una reducción en la fuente de exposición
ambiental a plomo resulta en una disminución
sustancial en la media de los niveles de plo-
mo en sangre, como ha sido demostrado
(Maisonet et al, 1997; Rothenberg y
Rothenberg, 2005); asimismo, mediante el mo-
delo IEUBK se predice que al disminuir la car-
ga de plomo en el suelo a 300 ppm, los nive-
les de plomo disminuyen 75%.
El estudio presenta una información
crucial, con validez científica, para desarrollar
medidas de intervención tomando en cuenta
las áreas de mayor contaminación. Se con-
cluye por lo tanto que es imperante y necesa-
ria la remediación del suelo en pro de la salud
publica de la zona y la aplicación de otras me-
didas complementarias que deberán estudiar-
se (Huang et al., 1997).
Agradecimientos
A todas las madres, niños y maestras de la zona
de Ávalos que desinteresadamente y con el me-
jor espíritu hicieron posible este trabajo. A las
autoridades universitarias, a todos aquellos tra-
bajadores que le dieron vida a Ávalos y a todos
aquellos que retomen estos datos con el fin de
corregir una situación de riesgo a la salud pú-
blica que se ha prolongado innecesariamente.
Literatura citada
Agency for Toxic Substances and Disease Registry
(ATSDR): 1993. Toxicological Profile for Lead. US.
Department of Health and Human Services, Atlanta.
BAGHURST, O., A.J. McMichael, N.R. Wigg, G.V. Vimpani, E.F.
Robertson, R.J. Robert, R.J. et al. 1992. Environmental
exposure to lead and children´s intelligence at the age
of seven years. N. Engl. J. Med. 327:1279-84.
BALLEW, C. and B. Bowman. 2001. Recommending
calcium to reduce lead toxicity in children: A critical
review. Nutrition Rev. 59 (3):71-79.
BELLINGER, D., A. Leviton, C. Waternaux, H. Needleman and
M. Rabinowits. 1987. Longitudinal analysis of renatal
and postnatal lead exposure and early cognitive
development. N. Engl. J. Med. 316:1037-43.
BELLINGER, D., A. Leviton and J. Sloman. 1990. Antecedents
and correlates of improved cognitive performance in
children exposed in utero to low levels of lead. Environ.
Health Perspect. 89:5-11.
BELLINGER, D., A. Leviton, M. Rabinowitz, E. Allred, H.
Needleman and S. Schoenbaum. 1991. Weight gain
and maturity in fetuses exposed to low levels of lead.
Environ. Res. 54:151-158.
BENIN, A.L., J.D. Sargent, M. Daltonand S. Roda. 1999.
High concentrations of heavy metals in neighborhoods
near ore smelthers in Northern Mexico. Environ. Health
Perspect. 107:279-284.
CARREÓN, V.T., C.L. López, I. Romieu, ECO, OPS, OMS:
1995. Manual de Procedimientos en la Toma de Mues-
tras Biológicas y Ambientales para Determinar Nive-
les de Plomo. Metepec Estado de México. México.
CHAUDHRAY-WEBB, M., D.C. Paschal, I. Romieu, B. Ting, C.
Elliot, H. Hopkins, L.H. Sanín and M.A. Ghazi. 2003.
Determining lead sources in Mexico using the lead
isotope-ratio. Salud Pública. México. 45 Suppl 2:S183-
8.
COREY, O.G. y L.A.C. Galvao, 1989. Plomo Serie de Vigi-
lancia 8. Centro Panamericano de Ecología Humana
y Salud. Organización Panamericana de la Salud. Or-
ganización Mundial de la Salud.
DÍAZ-BARRIGA F., L. Batres, J. Calderón, A. Lugo, L. Galvao,
I. Lara, P. Rizo, M.E. Arroyave and R. McConnell. 1997.
The El Paso smelter 20 years later: Residual impact
on mexican children. Environ. Res. 74.
DOREA, J.G.: 2004. Mercury and lead during breast-
feeding. British J. Nutrition. 92:21-40.
ELHELU, M.A., D.T. Caldwell and W.D. Hirpassa. 1995. Lead
in inner-city soil and its possible contribution to
• Vol. I, No. 1 • Enero-Abril 2007 33
children’s blood lead. Archiv. of Environ. Health. 50:165-
168.
Gobierno del Estado de Chihuahua: 2004. Informe de
Gobierno.
GOYER, R.A.: 1990. Transplacental transport of lead.
Environ. Health Perspect. 89:101-105.
GULSON, B.L., C.W. Jameson, K.R. Mahaffey, K.J. Mizon,
M.J. Korsh and G. Vimpani: 1997. Pregnancy increases
mobilization of lead from maternal skeleton. J. Clin.
Lab. Med. 130:51-62.
GULSON, B.L., K.R. Mahaffey, C.W. Jameson, K.J. Mizon,
M.J. Korsch, M.A. Cameron and J.A. Eisman. 1998.
Mobilization of lead from the skeleton during the
postnatal period is larger than during pregnancy. J. Cli.
Lab. Med. 131:324-9.
HERNÁNDEZ, A.M., I. Romieu, C. Ríos, A. Riveroy E.
Palazuelos. 1991. La cerámica vidriada con plomo
como determinante importante de los niveles de plo-
mo en sangre en mujeres mexicanas. Environ. Health
Perspect. 94:117-120.
HERNÁNDEZ, A.M., C.T. Gonzalez, E. Palazuelos, I. Romieu,
A. Aro, E. Fishbein, K.E. Peterson., and H. Hu. 1996.
Dietary and environmental determinants of blood and
bone lead levels in lactating postpartum women living
in Mexico City. Environ. Health Perspect. 104:1076-
1082.
HERNÁNDEZ, M., L.H. Sanín, I. Romieu, E. Palazuelos, T.
Conyer, G. Olaiz, R. Rojas and J. Navarrete. 1997.
Higher milk intake durig pregnancy is associated with
lower maternal and umbilical cord lead levels in
postpartum women. Environ. Res. 914: 45:05.
HERTZ-PICCIOTO, I.: 1995. Epidemiology and quantitative risk
assessment: A bridge from science to policy”. Am. J.
Public Health. 85:484-491.
HUANG, J.W., J. Chen, W.R. Berti and S.D. Cunningham.
1997. Phytoreme-diation of lead-contaminated soils:
Role of synthetic chelates in lead phytoextraction”.
Environ. Sci. Technol. 31:800-805.
INEGI (Instituto Nacional de Estadística Geográfica e In-
formática). 1996.
JIN, A., K. Teschke and R. Copes. 1997. The relationship
of lead in soil to lead in blood and implications for stan-
dard setting”. Sci. Total Environ. 208(1-2):23-40.
JANAKIRAMAN, V., A. Ettinger, A. Mercado-García, H. Hu and
M. Hernández. 2003. Calcium supplements and bone
resorption in pregnancy. A randomized crossover trial.
Am J Prev Med. 24(3):260-264.
KIMBROUGH, R., M. Levois and D. Webbs. 1995. Survey of
lead exposure around a closed lead smelter”.
Pediatrics. 95:550-554.
LACASAÑA, N.M., I. Romieu, L.H. Sanín, R.E. Palazuelos y
A.M. Hernández. 1996. Consumo de calcio y plomo en
sangre de mujeres en edad reproductiva. Rev. Invest.
Clin. 48:425-30.
LACASAÑA, M., I. Romieu, L.H. Sanín et al. 2000. Blood lead
levels and calcium intake in Mexico City children under
five years of age. Int. J. Environ. Health Res. 331-340.
LANDRIGAN, P.J., S.H. Gehlbach, B.F. Rosenblum, J.M.
Shoults, R.M. Candelaria, W.F. Barthel et al. 1975.
Epidemic lead absortion near an ore smelter. N. Engl.
J. Med. 292:123-129.
LANPHEAR, B.P., R. Hornung, J. Khoury, K. Yolton, P.
Baghurst, D.C. Bellinger et al. 2005. Low-level
environmental lead exposure and children´s intellectual
function: An international pooled analysis. Environ.
Health Perspect. 113 (7): 894-899.
LARA, F.E., C.J. Alagón, J.L. Bobadilla, P.B. Hernández y
B.A. Ciscomanim. 1989. Factores asociados a los ni-
veles de plomo en sangre en residentes de la Ciudad
de México. Salud Pública. México. 31:625-633.
LIN, Z., Harsbok, M. Ahlgren and U. Qvarfort. 1998. The
source and date of Pb in contaminated soils at the urban
area of falun in Central Sweden. Sci. Total Environ. 209
(1):47-58.
MAHAFFEY, K.R.: 1990. Environmental lead toxicity: Nutrition
as a component of intervention. Environ. Health
Perspect. 89:75-78.
MAISONET, M., F.J. Bove and W.E. Kaye. 1997. A case-con-
trol study to determine risk factors for elevated blood
lead levels in children, Idaho. Toxicol. Ind. Health.
13(1):67-72.
MCCONELL, R., I. Romieu y A.M. Hernández. 1995. Intoxica-
ción por plomo: de la detección a la prevención prima-
ria. Salud Publica. México. 37:264-274.
MCMICHAEL, A.J., P.A. Baghurst, N.R. Wigg, G.V. Vimpani, E.F.
Robertson and R.J. Roberts. 1988. Port Pirie cohort
study: Environmental exposure to lead and children’s
abilities at the age of four years. N. Engl. J. Med. 319:
468-475.
MIELKE, H.W., D. Dugas, P.W. Mielke, Jr., K.S. Snith and C.R.
Gonzáles. 1997. Association between soil lead and
childhood blood lead in urban New Orleans and rural
La Fourche Parish of Louisiana. Environ. Health
Perspect. 105:950-954.
MIELKE, H.W. and P.L. Reagan. 1998. Soil is an important
pathway of human lead exposure. Environ. Health
Perspect. 106(1):217-22.
MUÑOZ, H., I. Romieu, E. Palazuelos, S.T. Mancilla, G.F.
Meneses and A.M. Hernández. 1993. Blood lead level
and neurobehavioral development among children li-
ving in Mexico City. Archiv. Environ. Health. 48:132-138.
NEEDLEMAN, H.L., A. Schell, D. Bellinger, A. Leviton and E.
Allred. 1990. The long-term effects of exposure to low
doses of lead in childhood. N. Engl. J. Med. 322:83-88.
Norma Oficial Mexicana Emergente NOM-EM-000-SSA1-
1999.
Pace Environs, Inc.: PaceScan 3000 TM Operator. Manual
instructions for using the PaceScan System for
quantitative analysis of lead in paint, dust, soil and
drinking water.
POPOVIC, M., F.E. MNeill, F.E., D.R. Chettle, C.E. Webber, V.
Lee and W. Kaye. 2005. Impact of occupational
exposure on lead levels in women. Environ. Health
Perspect. 113(4): 478-484.
RAUDA, L., L.H. Sanín, M. Hernández-Ávila et al. 2000. Ni-
veles de plomo en el binomio madre-hijo, veinticinco
años después de Anapra. Border Health.
ROJAS, L.M., B.C. Santos, C. Ríos, A.M. Hernández and I.
Romieu. 1994. Use of lead glazed ceramics is the main
factor associated to high lead in blood levels in two
mexican rural communities. J. Toxicol. Environ. Health.
42:42-52.
Vol. I, No. 1 • Enero-Abril 2007 •
34
ROMIEU, I., E. Palazuelos, A.M. Hernández, C. Ríos, I. Muñoz,
C. Jiménez and G. Cahero. 1994. Sources of lead
exposure in Mexico City. Environ. Health Perspect. 102.
ROSEN, J.F.: 1995. Adverse health effects of lead at low
exposure levels: trends in the management of childhood
lead poisoning. Toxicology. 97:11-17.
ROTHEMBERG, S.J., G.I.A. Pérez, H.E. Perroni, A.L. Schnaas,
O.S. Casino, C.D. Suro, O.J. Flores y S. Karchmer. 1990.
Fuentes de plomo en embarazadas de la Cuenca de
México. Salud Pública. México. 32:632-643.
ROTHEMBERG, S.J., L.A. Schnaasn, G.I. Pérez, C.R.
Hernández, M.S. Martínez y H.E. Perroni. 1993. Facto-
res relacionados con el nivel de plomo en sangre en ni-
ños de 6 a 30 meses de edad en el Estudio prospectivo
de plomo en la Ciudad de México. Salud Pública. Méxi-
co. 35:592-598.
ROTHENBERG, S.J. and J.C. Rothem-berg. 2005. Testing the
dose-response specification in epidemiology: Public
health and policy consequences for lead. Environ. Health
Perspect. 113:1190-1195.
SAMET, J.M., R. Schnatter and H. Gibb. 1998. “Invited
commentary: Epidemiology and risk assessment”.
Am. J. Epid. 148:929-936.
SANÍN, L.H., T. González-Cossío, I. Romieu y M.
Hernández-Ávila. 1998. Acumulación de plomo en
hueso y sus efectos en la salud. Salud Pública. Méxi-
co. 40:359-368.
SANÍN, L.H., T. González-Cossío, I. Romieu et al. 2001.
Effect of maternal lead burden on infant weight and
weight gain at one month of age among breast-fed
infants. Pediatrics. 107(5):1016-1023.
Stata Corporation: 1993. Stata Reference Manual. 6th
ed. College Station, TX.
US-EPA: 1992. Risk assessment. Office of Research
and Development. Washington. EPA/600/M-91/0-34.
WANG, Y., I. Thornton and M. Farango. 1997. Changes
in lead concentrations in the home environment in
Birmingham. England over the periods 1984-1996.
Sci. Total Environ. 207:149-156.
Recibido: Marzo 3, 2006/Aceptado: Agosto 11, 2006
• Vol. I, No. 1 • Enero-Abril 2007 35
