Estudio de Contaminantes Organicos Pers

7/26/2019 Estudio de Contaminantes Organicos Pers

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Programa de DoctoratQumica Analtica del Medi Ambient I de la Polluci

Bienni 2004-2006

Memria presentada per optar al grau de Doctor per la Universitat de Barcelona

Roberto Quiroz Muoz

Vist i plau dels directors

Dr. Joan Grimalt ObradorProfesor de InvestigacinInstitut de Diagnstic Ambiental i Estudis del'Aigua (IDA)Departament de Qumica Ambiental

Dra. Pilar Fernndez RamonCientifica TitularInstitut de Diagnstic Ambiental i Estudis del'Aigua (IDA)Departament de Qumica Ambiental

Vist i plau del ponent

F. Javier Santos VicenteProfesor TitularDepartament de Qumica AnalticaUniversitat de Barcelona

Barcelona, Julio 2009


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Agradecimientos

Es difcil plasmar en un par de hojas todas las sensaciones que conlleva terminar una tesis,

son muchos los momentos y personas que han dejado una huella a lo largo de estos aos y

me han ayudado en muchos aspectos a terminar esta tesis doctoral que ve su expresin en

este trozo de papel que tienen en su mano.

Primeramente quisiera agradecer a Joan Grimalt y Pilar Fernndez como mis directores de

tesis me acogieron, guiaron y ayudaron para completar este trabajo.

Gracias a mis compaeros de laboratorio que mas que compaeros de trabajos muchas

veces los sent como una familia: Roger, Eva, Daniel, Mireia, Jordi Lpez, Tirso, Beln,

Const, Montse Ferrer y Montse Esparza quienes me recibieron hace mas de 5 aos; a los

que se incorporaron con el tiempo: a Carme, Lourdes, Esther, Anton, Tami, Carolina, Merce,

David, Oscar, Marta, Nelia, Marta, Barend a los invitados como Nieves, Marion que

aunque solo estuvieron un periodo de tiempo. A la gente de otros laboratorios como

Cristbal, Naiara, Mara Jos, Sabino, Patricia, Helena, Vctor, Erick, Rosa Mas..., la gente

de masas Roser, Mara y Doris a todos y alguno que he dejado en el tintero sin ellos

gracias por su apoyo, comentarios, discusiones de pasillo o cafs ayudaron a terminar y

hacer mas llevadero este largo viaje.

A Montse Bacard y Maddi quienes me acogan en la montaa pasando muy gratos

momentos y esos sueos del futuro.

A los amigos que me ha dado Barcelona: Caty, la Carla, Fausto, Daniela, Carlos, Marina

quienes me apoyaron y me han enriquecido como persona.

A la gente del Villarroel 102, la casa de Carlos y la casa de Anton que me acogieron como

Okupa por un tiempo.

A Anna y Carme por su apoyo y paciencia en la tormenta; y a Tami, Carlos, Cristbal y Carla

por las cervezas compartidas

A mis Amigos de Chile Claudia, David, Monica, Gabriel y Hugo quienes me han apoyado

desde la distancia.

A Ricardo Barra que ha sido quien me ha formado en Chile y me estimulado a seguir

adelante.

A mi familia que me han dejado buscar y construir mi camino

Tambin quisiera recordar todos esos buenos momentos en Catalunya que compart en

Valentinas, las excursiones, las comidas en el Uruguayo y asados en casa de Daniel y

ltimamente de Cristbal

A todos los que me han dado un poco de su tiempo ya sea en el trabajo o en lo cotidiano

gracias.


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ndice

1 INTRODUCCIN ________________________________________________________ 5

1.1 COPS EN EL AMBIENTE. _____________________________________________________ 81.2 CICLO DE LOS COPS EN ZONAS DE MONTAA___________________________________ 12

1.3 COMPUESTOS ESTUDIADOS_________________________________________________ 16

1.3.1 Hidrocarburos Aromticos Policclicos (PAHs).___________________________ 16

1.3.2 Policlorobifenilos (PCBs) ______________________________________________ 19

1.3.3 Difenil eter polibromados (PBDEs)______________________________________ 21

1.3.4 Pesticidas Organoclorados (POCs). ____________________________________ 221.3.4.1 Dicloro-difenil-tricloroetano (DDT)__________________________________________221.3.4.2 Hexaclorociclohexanos (HCH)_____________________________________________24

1.3.4.3 Hexaclorobenceno (HCB)_________________________________________________ 252 MATERIALES Y MTODOS ______________________________________________ 27

2.1 MBITO DE ESTUDIO_______________________________________________________ 29

2.2 ZONAS DE ESTUDIO _______________________________________________________ 29

2.2.1 Pirineos Centrales____________________________________________________ 30

2.2.2 Macizo del Montseny_________________________________________________ 31

2.2.3 Alpes tiroleses. ______________________________________________________ 32

2.2.4 Montaas Tatras (Carpatos).___________________________________________ 32

2.2.5 Lagos de montaa de Rila y Crpatos __________________________________ 332.3 MUESTREOS_____________________________________________________________ 35

2.3.1 Sedimentos _________________________________________________________ 35

2.3.2 Suelos______________________________________________________________ 36

2.3.3 Nieve_______________________________________________________________ 37

3 RESULTADOS METODOLOGA DE ANLISIS______________________________ 39

3.1 MATERIALES_____________________________________________________________ 42

3.2 EXTRACCIN_____________________________________________________________ 43

3.2.1 Suelos. _____________________________________________________________ 43

3.2.2 Sedimento __________________________________________________________ 433.2.3 Nieve_______________________________________________________________ 44

3.3 PURIFICACIN Y FRACCIONAMIENTO. __________________________________________ 44

3.3.1 Suelos______________________________________________________________ 44

3.3.2 Sedimento __________________________________________________________ 45

3.3.3 Nieve_______________________________________________________________ 45

3.4 ANLISIS INSTRUMENTAL ___________________________________________________ 46

3.4.1 Anlisis por GC-ECD._________________________________________________ 47

3.4.1.1 Pesticidas organoclorados y PCBs_________________________________________473.4.2 Anlisis por GC-MS-EI. _______________________________________________ 49


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3.4.2.1 Anlisis de los PAHs y DDTs. _____________________________________________ 493.4.2.2 Analisis de los DDTs_____________________________________________________ 51

3.4.3 Anlisis de PBDEs por GC-MS-NICI_____________________________________52

3.5 ANALYSIS OF POLYBROMINATED DIPHENYL ETHERS INATMOSPHERIC DEPOSITION ANDSNOW SAMPLES BY SOLID-PHASE DISK EXTRACTION.ROBERTO QUIROZ,LOURDES

ARELLANO,JOAN O.GRIMALT AND PILAR FERNNDEZ..JOURNAL OF CHROMATOGRAPHYA,1192(2008)147-151 _____________________________________________________54

4 RESULTADOS CONCENTRACIONES DE COPS EN NIEVE __________________ 61

4.1 NIEVE___________________________________________________________________64

4.2 ESTUDIO DE COPS EN UN GRADIENTE ALTITUDINAL EN LOS PIRINEOS OCCIDENTALES:MACIZO DEL MALADETA. ____________________________________________________69

4.2.1 Anlisis de las caractersticas de los paquetes de nieve. ___________________69

4.2.2 Compuestos organoclorados. __________________________________________72

4.2.3 Compuestos organobromados _________________________________________77

4.2.4 Hidrocarburos aromticos policclicos ___________________________________804.2.5 Comparacin entre familias de compuestos. _____________________________82

4.3 SNOW DEPENDENCE OF THE INPUT OF ORGANOCHLORINE COMPOUNDS INTO EUROPEAN HIGHMOUNTAIN LAKES.JOAN O.GRIMALT,PILAR FERNNDEZ AND ROBERTO QUIROZ.FRESHWATER BIOLOGY (2009)IN PRESS. _______________________________________85

5 RESULTADOS CONCENTRACIONES DE COPS EN SUELOS_______________ 107

5.1 SUELO Y COPS _________________________________________________________ 110

5.2 DEPOSICIN ATMOSFRICA DE PAH _________________________________________ 112

5.3 INFLUENCIA DE LA MATERIA ORGNICA EN LA ACUMULACIN DE PAH._______________ 112

5.4 PROCESOS DE DEGRADACIN DE PAHS ______________________________________ 1135.5 POLYCYCLIC AROMATIC HYDROCARBONS IN SOILS FROM EUROPEAN HIGH MOUNTAIN AREAS.

ROBERTO QUIROZ,JOAN O.GRIMALT,PILAR FERNNDEZ,LLUIS CAMARERO,JORDICATALAN,EVZEN STUCHLIK,HANSJOERG THIES AND ULRIKE NICKUS,POLYCYCLIC

AROMATIC HYDROCARBONS IN SOILS FROM EUROPEAN HIGH MOUNTAIN AREAS,WATER,AIRAND SOIL POLLUTION,SUBMITTED ___________________________________________ 114

6 RESULTADOS CONCENTRACIONES DE COPS EN SEDIMENTOS LACUSTRES 141

6.1 LAGOS DE MONTAA_____________________________________________________ 144

6.2 SEDIMENTOS LACUSTRES _________________________________________________ 144

6.2.1 Radioistopos______________________________________________________ 1456.2.2 Pigmentos _________________________________________________________ 145

6.2.3 Carbono y Nitrgeno ________________________________________________ 145

6.2.4 Metales____________________________________________________________ 146

6.2.5 Contaminantes Orgnicos Persistentes ________________________________ 146

6.2.6 Partculas carbonceas esferoidales___________________________________ 146

6.2.7 Restos fsiles de organismos ________________________________________ 146

6.3 COPS EN SEDIMENTOS LACUSTRES. _________________________________________ 146

6.4 TOXICIDAD EN SEDIMENTOS LACUSTRES ______________________________________ 147

6.5 PAHS EN SEDIMENTOS DE LOS LAGOS BUBREKA Y NEGRU _______________________ 150


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Objetivos

6.5.1 Niveles y distribucin cualitativa de PAH _______________________________ 150

6.5.2 Relaciones entre los PAH, TOC y tasas de sedimentacin ________________ 153

6.5.3 Tendencia Temporal_________________________________________________ 155

6.5.4 Evaluacin de las posibles fuentes de PAH _____________________________ 161

6.6 PBDES EN SEDIMENTOS DE LOS LAGOS BUBREKA Y NEGRU_______________________ 1636.6.1 PBDEs en sedimentos superficiales ___________________________________ 163

6.6.2 Tendencia Temporal de los PBDEs ____________________________________ 165

6.6.3 Distribucin vertical de los PBDE individuales___________________________ 167

6.7 ATMOSPHERICALLY DEPOSITED CONTAMINATION AND BIOLOGICAL CHANGE AS RECORDED INTHE SEDIMENTS OF LACUL NEGRU,RETEZAT NATIONAL PARK,ROMANIA NEIL L.ROSE,DANCOGLNICEANU,PETER G.APPLEBY,ANTON BRANCELJ,LLUIS CAMARRERO,PILARFERNNDEZ,JOAN O.GRIMALT,MARTIN KERNAN,ANDREA LAMI,SIMONA MUSAZZI,ROBERTO QUIROZ AND GAUTE VELLE ________________________________________ 168

6.8 ESTIMATION OF THE TOXICITY OF POLYCYCLICAROMATIC HYDROCARBONS IN SEDIMENT

FROM EUROPEAN MOUNTAIN LAKES.ROBERTO QUIROZ,PILAR FERNNDEZ,AND JOAN O.GRIMALT_______________________________________________________________ 210

7 CONCLUSIONES______________________________________________________ 231

8 BIBLIOGRAFIA________________________________________________________ 237


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Objetivos

1

Objetivos


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Objetivos

3

En los ltimos aos se ha incrementado la evidencia de la distribucin de los

Compuestos Orgnicos Persistentes (COPs) a nivel global, incluyendo su

acumulacin en zonas fras del planeta, ya sean las regiones polares o de alta

montaa de latitudes templadas. Dicha acumulacin est determinada por laspropiedades fsico-qumicas de los contaminantes y por factores ambientales como

temperatura, precipitacin y direccin del viento.

En este contexto, el objetivo general de esta tesis es contribuir al conocimiento de la

distribucin y acumulacin de los Compuestos Orgnicos Persistentes a nivel global,

evaluando los factores que determinan la dinmica y destino final de estos

contaminantes en zonas de alta montaa de Europa.

Los objetivos especficos de esta tesis se resumen en:

Desarrollar una metodologia analitica para el analisis de compuestos

organobromados en deposicin y nieve a niveles trazas.

Evaluar el papel de la nieve en la acumulacin de compuestos

organoclorados, organobromados y aromaticos policclicos en las regiones

de montaa.

Determinar los niveles de contaminacin por compuestos aromticos

policclicos en suelos de diferentes reas de alta montaa de Europa (Alpes,

Pirineos, Tatras y el Macizo del Montseny).

Determinar los niveles de contaminacin por compuestos aromaticos

policclicos y organobromados en sedimetos de lagos de montaa de Europa

del Este.


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Introduccin

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Introduccin

5

1 Introduccin


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Introduccin

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Introduccin

7

El desarrollo cientfico y tcnico de los ltimos 50 aos ha permitido que la

humanidad pasara de 1650 millones de habitantes a inicios del 1900 a casi 6500

millones de habitantes en la actualidad. Estos avances han logrado que gran parte

de la poblacin pueda incrementar su calidad y expectativa de vida, logrando que

las distancias sean mas cortas, que las comunicaciones sean casi instantneas y

adaptando el medio a nuestras necesidades y caprichos. Sin embargo, este

desarrollo y el estilo de vida han tenido un alto coste para el medio ambiente y los

ecosistemas que sustenta. Problemas como el cambio climtico, destruccin de la

capa ozono, prdida de la biodiversidad, as como alteraciones de la calidad del aire,

suelos y aguas entre otros, son consecuencias negativas del tipo y calidad de vida

que hoy disfrutamos.

En general, el origen de todos estos problemas suele estar relacionado con lapresencia en el medio ambiente de determinados agentes qumicos que nosotros

producimos y liberamos al medio, ya sea de forma intencional o accidental; algunos

ejemplos de esto los encontramos en la aplicacin de pesticidas relacionados con

las actividades domsticas y agrcolas, la combustin de combustibles fsiles que

da lugar a la emisin de gases con efecto invernadero as como otras sustancias

como los hidrocarburos aromticos policclicos que repercuten de forma negativa en

la calidad del aire, suelos y aguas, o la liberacin de clorofuorohidrocarburos que se

usaron como agentes refrigerantes, y que estn relacionados con la destruccin de

la capa de ozono de la estratosfera.

Dentro de estas sustancias contaminantes producidas y liberadas por el hombre al

medio ambiente, encontramos un grupo que posee unas caractersticas de

persistencia, bioacumulacin y toxicidad tanto para el hombre como los

ecosistemas, que se denominan PBTS (acrnimo de ingls Persistent,

Bioacumulative, and Toxic Subtances)(Vallack et al., 1998).

Como un subgrupo de las PBTS encontramos los denominados ContaminantesOrgnicos Persistentes (COPs, en ingls POPs Persistent Organic Pollutant), que

adems de las caractersticas de persistencia en el medio ambiente, capacidad de

acumulacin en las cadenas trficas y toxicidad, son compuestos semivoltiles y por

lo tanto susceptibles de ser transportados a larga distancia, alcanzando zonas

donde nunca se han utilizado o producido, como las regiones de alta montaa o los

polos. Esto dio lugar a diversos tratados internacionales que culminaron en el 2001

con el denominado Convenio de Estocolmo, el cual los pases firmantes se

comprometan a la eliminacin y/o reduccin al mnimo de la liberacin de estos


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Introduccin

8

contaminantes al medio ambiente. En dicho convenio se identificaron en primera

instancia 12 compuestos o familias de compuestos consideradas como

contaminantes orgnicos persistentes. Estos son los incluidos en la Tabla 1.1, junto

con otros compuestos que actualmente se encuentran bajo evaluacin para su

posible inclusin en el Convenio de Estocolmo.

Tabla 1.1. Lista de compuestos incluidos en el Convenio de Estocolmo

Origen Incluidas en Convenio deEstocolmo original

En estudio para su posibleinclusin

Plaguicidas AldrnEndrnDieldrn

Heptacloro

DDTClordanoToxafeno

Hexaclorobenceno (HCB)*Mirex

Lindano (-hexaclorociclohexano)

ClordeconaPentaclorofenol

Productos de origenindustrial

Policlorobifenilos (PCBs) HexabromobifeniloPentabromodifenil ter

Perfluoroctanosulfonato (PFOS)

Diversos orgenes,emisin o vertido no

intencionado

Dioxinas (PCDDs)Furanos (PCDFs)

Hidrocarburos AromticosPolicclicos (PAH)

*En la actualidad el origen del HCB est relacionado con las emisiones de la industria dedisolventes clorados.

1.1 COPs en el ambiente.

En los ltimos aos se han descrito concentraciones relativamente altas de COPs en

distintos compartimentos ambientales (suelos, sedimento, sedimento, biota) de

zonas de montaa de Europa (Carrera et al., 2001; Grimalt et al., 2001; Grimalt et al.,

2004; Gallego et al., 2007), Asia (Wang et al., 2008b; Yang et al., 2008), America delNorte (Muir et al., 1993; Muir et al., 1995; Muir et al., 1996), Sur (Barra et al., 2005;

Borghini et al., 2005; Pozo et al., 2007; Quiroz et al., 2008), rtico (AMAP, 1998) y

Antrtica (Montone et al., 2003; Fuoco et al., 2008).

Para explicar la presencia de estos compuestos en zonas del Planeta donde jams

han sido utilizados o producidos, en la dcada de los setenta se plante la hiptesis

de que, dado su carcter semivoltil, los COPs podan migrar a grandes distancias a

travs de la atmsfera, tanto en la forma de vapor como adheridos a partculas de

aerosoles, y condensar posteriormente a las temperaturas bajas propias de latitudes


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Introduccin

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altas y zonas de alta montaa (Rappe, 1974). Posteriormente esta hiptesis fue

revisada y discutida por Wania y Mackay (1993), quienes sugirieron la existencia de

un proceso de fraccionamiento a nivel global de los COPs denominado efecto de

destilacin global (en ingls: global distillation effect). Dicha teora plantea que a

latitudes bajas, las temperaturas clidas favorecen la evaporacin de estos

compuestos desde la superficie de la tierra y agua, mientras que en latitudes altas,

donde las temperaturas son bajas se favorece su deposicin desde la atmsfera i.e.,

condensacin fra (Wania and Mackay, 1993) (Figura 1.1).

Figura 1.1. Procesos de transporte y fraccionamiento latitudinal de los COPs

(Wania and Mackay, 1993).

Como se puede observar en figura 1.1, la distribucin latitudinal de los COPs tiene

lugar a travs de sucesivas etapas de volatilizacin/condensacin (grasshopping)

como consecuencia de los gradientes de temperatura a nivel global; de manera

similar, esta redistribucin puede tener lugar tambin como consecuencia de los

gradientes de temperatura asociados a los cambio de altitud, con movimientos de

los COPs desde zonas de altitud baja a las regiones de alta montaa de latitudes

templadas (Blais et al., 2001; Grimalt et al., 2001; Ribes et al., 2002; Borghini et al.,

2005). Los gradientes de temperatura determinan la particin entre la fase gaseosa y

la condensada, lo que favorece los procesos de deposicin en las zonas fras (altas

latitudes y altitudes). Los mecanismos que controlan la acumulacin en las zonas

polares y de montaa son diferentes: en zonas polares la inmovilizacin de los COPs

depende bsicamente de la particin entre las superficies y la atmsfera; en cambio,

en las zonas de montaas depende de la particin entre la fase gas y otros


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Introduccin

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componentes atmosfricos (material particulado atmosfrico, gotas de lluvia,

cristales de nieve, etc.) (Wania and Westgate, 2008).

En la Tabla 1.2 se indican los principales estudios llevados a cabo y en los que ha

sido posible comprobar el proceso de fraccionamiento global de los COPs en

funcin de la latitud y la altitud. As, por ejemplo, la primera evidencia del

fraccionamiento de los COPs a nivel global se detect a travs de su anlisis en

muestras de corteza de rbol (Simonich and Hites, 1995), observndose un aumento

de las concentraciones de los compuestos ms voltiles con la latitud; por otro lado,

diversos estudios realizados en zonas de alta montaa de Europa pusieron de

manifiesto una acumulacin preferencial de los COPs menos voltiles en organismos

y sedimentos de aquellos lagos situados a mayor altitud y, por lo tanto, ms fros

(Grimalt et al., 2001).

Tabla 1.2. Principales estudios publicados en la literatura sobre el proceso decondenacin fra de COPs.

Matriz Compuestosanalizados

Distribucin Referencia

Agua de mar/aire OCs Latitudinal (Iwata et al., 1993)Corteza de rbol OCs Latitudinal (Simonich and

Hites, 1995)Vegetacion OCs Latitudinal (Calamari et al.,

1991)Aire PCBs Latitudinal (Agrell et al., 1999)Sedimento delagos

PCBs Latitudinal (Muir et al., 1996)

Moluscos PCBs Latitudinal/Chile (Mendoza et al.,2006)

Peces ysedimento

PCBs, OCs Altitudinal/MontaasEuropeas

(Grimalt et al.,2001)

Peces PBDEs Altitudinal/Pirineos (Gallego et al.,2007)

Suelos PCBs Altitudinal (Ribes et al., 2002)Nieve PCBs Altitudinal/Norteamerica (Blais et al., 1998)

Suelos OCs Altitudinal-latitudinal/Andes (Borghini et al.,2005)

Por otra parte, otros estudios de la distribucin global de COPs han indicado que los

niveles ms altos de estos contaminantes se encuentran sobre todo en el hemisferio

norte, lo que se ha relacionado con los mayores niveles de industrializacin de este

respecto al hemisferio sur (Simonich and Hites, 1995; Kalantzi et al., 2001). Meijer et

al. (2003) han observado resultados similares a travs del anlisis de PCBs en suelos


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Introduccin

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a nivel global, cuyas concentraciones mostraban una buena correlacin con la

estimaciones de uso de PCBs realizada por Breivik et al., (2002) (Figura 1.2.),

Figura 1.2. Niveles de PCBs en suelos (puntos negros) y estimaciones del uso dePCBs a nivel global (Meijer et al., 2003).

En este contexto, Calamari et al., (1995) y Simonich and Hites, (1997) detectaron una

relacin directa entre los niveles de algunos compuestos organoclorados y los

ndices de desarrollo social de los pases de donde provenan las muestras, de tal

manera que los niveles ms bajos de los COPs estudiados correspondan a los

pases con ndices de desarrollo menor, lo cual indicara que, al margen del

fraccionamiento global antes mencionado, los niveles ms altos de estos

compuestos se encuentran sobre todo en zonas cercanas a los puntos de emisin.

Los mecanismos de distribucin de los COPs en el ambiente son muy complejo,

existen muchas variables que determinan su dinmica y destino final en el medio,

como las fuentes, caractersticas climticas (temperatura, precipitaciones) y las

propiedades intrnsecas de los compuestos. En la Figura 1.3. se resumen los

principales procesos que determinan el movimiento de un COP desde su emisin

desde las fuentes de contaminacin hasta su deposicin final en un sedimento

lacustre o marino. Una vez que un COPs es emitido al ambiente entra en su ciclo

continuo de intercambio entre los distintos medios, donde las vas de eliminacin

son la degradacin fotoltica, qumica o biolgica.


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Introduccin

12

Estos procesos se describen mediante las denominadas constantes de particin (K),

que representan la relacin de concentraciones de un compuesto entre dos medios

en condiciones de equilibrio. Conociendo los valores de estas constantes de un

compuesto y las condiciones climticas es posible predecir su biodisponibilidad,

distribucin y en que compartimento ambiental puede quedar inmovilizado. As por

ejemplo el caso del HCH y HCH, aunque son ismeros conformacionales, la

variacin en la orientacin varia de uno de los tomos de cloro hace que cambie a la

presin de vapor de 0.10 Pa para el HCH a 0.03 Pa para el HCH, esta diferencia es

similar en las constante de particin, lo cual determina un gradiente latitudinal para el

HCH y no para el HCH en agua de mar del ocano Pacifico del hemisferio norte

(Iwata et al., 1993).

Figura 1.3. Constantes de particin involucradas en el transporte y destino de COPsdesde una fuente de emisin a un sedimento marino o lacustre. Kaw es el coeficientede particin aire/agua, Kp es el coeficiente particin particulado/aire, K oa es elcoeficiente de particin octanol/aire, Kowes el coeficiente de particin octanol/agua,Kas es el coeficiente de particin aire/nieve, P v es la presin de vapor, K deg es elcoeficiente de degradacin y Hv es la radiacin luminosa. (Macdonald et al., 2003).

1.2 Ciclo de los COPs en zonas de montaa

En general, en las zonas de montaa las altas altitudes se caracterizan portemperaturas bajas y altas precipitaciones en comparacin con las zonad de altitud


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Introduccin

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bajas altitudes. Este hecho favorecera el transporte y acumulacin de los COPs

desde los valles a las zonas de mayor altitud.

La direccin del transporte atmosfrico viene determinada por el patrn de

movimiento de las masas de aire. A nivel global, las masas de aire se movilizan de

acuerdo con el patrn de circulacin atmosfrica general, donde la presencia de

montaas modifica y/o canaliza su direccin. En la Figura 1.4a, se representa un

diagrama simplificado del movimiento de las masas de aire y el efecto que provoca

la presencia de las montaas (Figura 1.4b). En general, la circulacin atmosfrica

est determinada por la diferencia de presiones de las masas de aire y el efecto

Coriolis (causado por la rotacin de la Tierra) (Figura 1.4a) que originan un

movimiento desde latitudes bajas a altas. Este esquema en la realidad es mucho

ms complejo debido a otros factores como la influencia de las corrientes marinas,centro de alta y baja presin, la presencia de montaas, etc.

.

Figura 1.4. Esquema general del movimiento de las masas de aire a nivel global (a);efecto de las montaas en las masas de aire (b).

De forma complementaria a la circulacin global de las masas de aire, a nivel local

y/o regional tienen lugar otros procesos que favorecen una acumulacin de los

COPs en zonas de montaas.

As, los movimientos de las masas de aire son causados por diferencias de

temperatura entre las zonas altas y bajas de las montaas o entre montaas. Tal y

como se muestra en la Figura 5, durante el da el gradiente de temperatura permite

que se movilicen las masas de aire desde los valles a las zonas altas (Figura 1.5a); en

cambio, durante la noche, el gradiente de temperatura disminuye lo que provoca un

movimiento inverso al diurno (Figura 1.5b). Este sistema puede tener un rango de

influencia de varios cientos de kilmetros (Prvt et al., 2000).


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Introduccin

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Figura 1.5. Influencia de las variables metereolgicas en el transporte y acumulacinde COPs en zonas de alta montaa (Daly and Wania, 2005b).

Los COPs presentes en la atmsfera, ya sea en forma gaseosa o asociados al

material particulado, son desplazados segn el movimiento de las masas de aire

hacia las zonas de alta montaa durante el da y en sentido inverso durante la noche.

Sin embargo, si a este ciclo se le suma el efecto de la temperatura y la precipitacin,

el balance neto es la retencin de los COPs en los distintos compartimentos

ambientales de las zonas de alta montaa susceptibles de acumular estos

contaminantes (Figura 1.5). As, por una parte, las temperaturas altas tpicas de las

zonas de baja altitud favorecen los procesos de volatilizacin de estos compuestos

semivoltiles desde suelos, vegetacin o aguas hacia la atmsfera y por lo tanto, su

transporte hacia las zonas de alta montaa. Aqu, las temperaturas ms bajas y la

mayor frecuencia e intensidad de las precipitaciones, favorecen los procesos de

eliminacin de los COPs de la atmsfera (deposicin y condensacin) (Figura 1.5.),

por lo que no pueden ser transportados de nuevo hacia los valles durante las

condiciones de circulacin de aire nocturnas.

Recientemente, Daly and Wania, (2005b) han planteado la importancia del estudiode los COPs en zonas de montaa, que justifican por tres razones bsicas:


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Introduccin

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a) La evaluacin del impacto sobre la poblacin. En general las zonas de

montaa constituyen una fuente de abastecimiento de agua para la

poblacin, la contaminacin de nieve o del agua de los lagos puede afectar a

la calidad del agua, tanto de consumo como de uso agrcola.

b) La evaluacin del impacto sobre el ecosistema de alta montaa, ya que en

estas zonas se encuentran comunidades de plantas y animales de gran valor

ecolgico.

c) Y finalmente, el estudio de COPs en zonas de montaa ayudara a mejorar el

conocimiento sobre la dinmica de los COPs en el medio ambiente, lo cual

permitira identificar y evaluar los factores que afectan a su destino y

transporte. Entender la influencia de factores ambientales (clima, vegetacin,

temperatura, precipitacin) que afectan a la distribucin altitudinal de los

COPs en zonas de montaa puede ayudar a elucidar los mecanismos que

afectan a su distribucin a gran escala.

Por otro lado, a escala global las zonas de montaa representan aproximadamente

un 27% de la superficie terrestre, con un 22% de la poblacin mundial (UNEP, 2002).

Adems, al contrario que las regiones polares, las montaas a menudo se

encuentran cercanas a regiones densamente pobladas y/o industrializadas; as, por

ejemplo, las montaas Rocosas de Estados Unidos estn cerca de zonas con unaactividad agrcola muy importante; los Alpes europeos dividen regiones altamente

industrializadas del sur de Alemania, Suiza, Austria y el norte de Italia; los Pirineos

estn situados cerca de zonas industriales de Espaa y Francia o la cordillera del

Himalaya se encuentra adyacente a las regiones ms densamente pobladas a nivel

global. Este hecho permite abordar el estudio del transporte y dinmica de un mayor

nmero de familias de contaminantes en comparacin con los estudios de

distribucin global centrados en las zonas polares (Wania et al., 1999; Daly and

Wania, 2005b).


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Introduccin

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1.3 Compuestos Estudiados

A continuacin se describen los principales aspectos del origen, uso, caractersticas,

legislacin y toxicidad de las familias de compuestos que se han estudiado en esta

tesis.

1.3.1 Hidrocarburos Aromticos Policclicos PAHs).

Bajo la denominacin genrica de hidrocarburos aromticos policclicos (PAHs) se

engloba una familia de compuestos contaminantes que contienen dos o ms anillos

aromticos fusionados (tabla 1.3). Estos compuestos se encuentran ampliamente

distribuidos en el ambiente con un gran intervalo de propiedades fisicoqumicas,

siendo los ms voltiles ms hidroflicos y menos persistentes que los de peso

molecular mayor (Irwin et al., 1997). Las principales fuentes de estos compuestos enel medio ambiente son los procesos de combustin incompleta de la materia

orgnica (origen piroltico) (Hites et al., 1977); el vertido de petrleo y su derivados

(origen fsil o petrognico) y la formacin a partir de determinados procesos

naturales de diagnesis en sedimentos y suelos (Silliman et al., 2001). Mientras que

aquellos de origen piroltico y fsil estn constituidos por una mezcla compleja de

compuestos, los procesos naturales nicamente dan lugar a la formacin de un

compuesto especfico, tal es el caso del perileno, detectado en concentraciones muy

elevadas en las capas profundas de sedimentos lacustres y marinos por suformacin in situa partir de precursores hasta el momento desconocidos (Wakeham

et al., 1980; Lima et al., 2003).

Tabla 1.3. Estructura molecular y caractersticas principales de los PAHs estudiados.Compuesto Abrev Estructura

molecular

N CAS Log

Kow1

Henry1 Genotoxicidad/carcinog

enicidad2

Acenafteno Ace 83-32-9 3.3 4.4E-4 -/?

Acenaftileno Acy 280-96-8 ?/sin estudiar

Fluoreno Flu 86-73-7 4.18 9.6E-5 -/-

Fenantreno Phe 85-01-8 4.46 4.23E-5 ?/?

Antraceno Ant 120-12-7 4.45 5.5E-5 -/-


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Introduccin

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Fluoranteno Fla 206-44-0 5.16 8.86E-6 +/+

Pireno Pyr 129-00-0 4.68 1.19E-5 ?/?

Reteno Ret 483-65-8 6.35 1.10E-4

Benz(a)antracen

o

BaA 56-55-3 5.76 1.20E-5 +/+

Criseno Cry 218-01-9 5.81 6.23E-5 +/+

Trifenileno T 217-59-4 5.49 1.54E-7

Benzo(b)fluorant

eno

BbF 205-99-2 5.78 6.57E-7 +/+

Benzo(j)fluorant

eno

BjF 205-82-3 6.11 2.03E-7 +/+

Benzo(k)fluorant

eno

BkF 207-08-9 6.11 5.84E-7 +/+

Benzo(e)pireno BeP 50-32-8 6.13 4.57E-7 +/?

Benzo(a)pireno BaP 192-97-2 6.13 4.57E-7 +/+

Perileno Per 198-55-0 6.25 6.65E-6 +/-

Indeno(1,2,3-

cd)pireno

I123P 193-39-5 6.70 3.48E-7 +/+

Benzo(ghi)perile

no

BghiP 191-24-2 6.63 2.31E-7 +/-


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Introduccin

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Dibenz(ah)antra

ceno

DBahA 53-70-3 6.75 1.23E-7 +/+

Coroneno Cor 191-07-1 7.64 2.12E-8 +/?

(1) http://www.syrres.com/esc/physdemo.htm(2) datos de toxicidad: (+) positivo; (-) negativo; (?) cuestionable. Fuente, EHC 202

(1998)http://www.inchem.org/documents/ehc/ehc/ehc202.htm

Los PAHs son compuestos txicos debido a que su transformacin metablica

origina compuestos mutagnicos, carcinognicos y teratognicos como los

derivados dihidrodiol epxidos, capaces de interaccionar con el DNA y RNA. Los

compuestos ms txicos son los benzofluorantenos, el BaP, el BaA, el DBahA y elI123P. En base a esto y a su distribucin global en el medio ambiente, los PAH son

considerados contaminantes prioritarios por la Unin Europea y la Agencia de

Proteccin del Medio Ambiente (EPA) de los Estados Unidos.

Las propiedades fisico-qumicas de los PAH abarcan un gran intervalo de valores:

presin de vapor de 10-13 a 10 Pa; solubilidad desde 10 -9 a 10 -1 mmol/L y log Kow

entre 3 y 8. Todas estas propiedades aumentan su valor al aumentar el peso

molecular del compuesto.

Como se ha mencionado, los PAH se encuentran ampliamente distribuidos en el

ambiente. Estudios en distintas matrices ambientales han revelado que los PAH

pueden ser transportados por va atmosfrica a larga distancia, ya sea en la fase

gaseosa y/o asociados a la materia particulada, fundamentalmente a la fraccin de

holln (soot carbon) de la materia orgnica de las partculas de dimetro


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Introduccin

19

evaluar por medio de tcnicas de anlisis estadstico multivariado, como el anlisis

de componentes principales (Barra et al., 2005). Por otro lado, Yunker et al., (2002), a

partir del estudio de PAH en sedimentos y material particulado atmosfrico (345

muestras) de la cuenca del ro Fraser en Canad, ha establecido las relaciones entre

ismeros con mayor potencial para evaluar las fuentes naturales y antropognicas

de PAH al medio que se resumen en la Tabla 1.4.

Tabla 1.4. Relaciones propuesta por Yunker et al., (2002), para distinguir el origen dePAH en el medio ambiente

Relacin Petrleo Combustin trficoo petrleo

Combustinmadera y/o

carbn

PesoMolecular

Ant/(Phe+Ant) < 0,1 > 0,1 > 0,5 178

Fla/(Fla+Pyr) < 0,4 0,4-0,5 > 0,35 202BaA/(Cry+BaA) < 0,2 0,2-0,35 > 0,5 228

I123P/(I123P+BghiP) < 0,2 0,2-0,5 0,45-0,7 276

Adems, existen PAH individuales que se relacionan con un origen especifico como

el perileno, de origen diagentico en sedimento (Venkatesan, 1988; Silliman et al.,

2001) y el reteno, marcador de la combustin de conferas (Ramdahl, 1983). El uso

de estas aproximaciones para la determinacin del origen de los PAH es bastante

restringido, ya que dependiendo de la matriz y el tiempo de residencia en la

atmsfera, la composicin de las mezclas de PAH puede variar en relacin a su

fuente de emisin.

1.3.2 Policlorobifenilos PCBs)

Los PCBs constituyen un grupo de compuestos clorados derivados del bifenil

formado por un mximo de 209 congneres que se diferencian en el grado de

cloracin y en la posicin de estos tomos de cloro (Figura 1.6). Con el fin de podersimplificar su denominacin, Ballschmiter and Zell, (1980) introdujeron un sistema de

nomenclatura aceptado por la IUPAC que asigna a cada compuesto un numero

sistemtico en orden creciente a su numero de cloros y la posicin de sustitucin.

Figura 1.6. Estructura qumica general de los PCB

ClCl

3 2 2' 3'

4 4'

5 6

1 1'

5'6'

X Y

X+Y= 1 - 10

(orto)(meta)

(para)

(orto)

(orto)

(orto)

(meta)

(meta)(meta)

(para)


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Introduccin

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La produccin comercial de los PCBs comenz en 1929, pero es en la dcada de los

60s cuando su produccin aumenta considerablemente, hasta que en los aos 70s,

tras demostrar sus efectos negativos sobre la salud humana y ambiental, esta se

detiene. La mayora de los pases industrializados, incluyendo los pases del

Mediterrneo, han sido productores industriales de PCBs (Breivik et al., 2002). En la

Figura 1.2, se muestra las estimaciones del uso de los PCBs a nivel global.

Debido a sus propiedades (estabilidad qumica y biolgica, constates dielctricas

altas, baja o nula inflamabilidad), los PCBs se han utilizados en numerosas

aplicaciones industriales, tanto abiertas (aditivos de distintos productos, como por

ej. plastificantes, papel de copia, pinturas, adhesivos) como cerradas (lquidos

refrigerantes, lquidos dielctricos en transformadores y condensadores). Por otro

lado, los PCBs tambin se forman en la produccin de una gran variedad deprocesos qumicos industriales (produccin de disolventes clorados, pigmentos,

adhesivos), en procesos de incineracin y en emisiones de vehculos. Su produccin

se estima en 1325 toneladas entre 1930 y 1993 (Breivik et al., 2002). A pesar de que

entre 1970 y 1980 la mayora de los pases prohibieron la produccin de PCBs, los

escapes procedentes de equipamientos antiguos y materiales de construccin que

contienen dichos compuestos, junto con las emisiones generadas por parte de otros

pases con economas de transicin constituyen aun, hoy en da, una fuente continua

de este tipo de contaminantes al medio ambiente.

Sus propiedades fsico-qumicas, que varan en funcin del grado de cloracin de los

distintos congneres, regulan la particin de los PCBs entre las diferentes matrices

ambientales. En general, su solubilidad en agua, presin de vapor y su capacidad de

ser biodegradados decrecen con el incremento de tomos de cloro en la molcula,

mientras que su hidrofobicidad y tendencia a acumularse en organismos se

incrementan. De esta forma, puesto que el enlace cloro-carbono es muy estable

frente a la hidrlisis, cuanto mayor es el nmero de sustituciones de cloro, mselevada ser la resistencia a la degradacin biolgica y fotoltica, confirindoles una

elevada persistencia en el medio ambiente. As mismo, su gran cantidad de tomos

de cloro les convierte en compuestos altamente lipofilicos, y menos solubles en agua

mostrando una clara tendencia a acumularse en tejidos biolgicos. La posicin de

los tomos de cloro en la molcula tambin determina su grado de toxicidad, siendo

ms nocivos los compuestos cuyas sustituciones se encuentran en las posiciones

orto (Ej. PCB77, PCB126 o PCB169) con estructura planar o coplanar ms estable.


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Introduccin

21

1.3.3 Difenil eter polibromados PBDEs)

Los Difenil-eter-polibromados (PBDEs) constituyen un grupo de hasta 209

congneres que varan en el nmero y posicin de tomos de bromo en la molcula

(Figura 1.7.). Los distintos congneres se nombran por un nmero de acuerdo con

sistema IUPAC usado para denominar a los PCBs.

Los PBDEs se han utilizado como retardantes (retardadores) de llama en diversos

productos de uso cotidiano. Estos compuestos bromados actan en la fase gaseosa

del fuego reaccionando con los radicales libres generados durante la combustin,

terminando as la reaccin (Rahman et al., 2001).

Figura1.7. Estructura general de los PBDEs.

Los PBDEs se han comercializado como mezclas tcnicas con diferente grado de

bromacin. La formulacin Penta-BDE constituida por un 40% de tetra-BDE, un

45% penta-BDE y un 6% hexa-BDE; la mezcla tcnica Octa-BDE formada por un

10% hexa-BDE, 40 hepta-BDE y 30% octa-BDE; y la Deca-BDE, constituida

bsicamente por el PBDE 209 (98%) y un 2% de congneres con nueve tomos de

bromo.

Su produccin mundial se ha estimado alrededor de 67000 toneladas mtricas. La

formulacin tcnica Penta-BDE se usaba ampliamente en Norteamrica (8290

toneladas mtricas) a diferencia de Europa, donde la formulacin Deca-BDE ha sido

la ms utilizada (54800 ton mtricas) (BSEF, 2000)

Los PBDEs se hallan ampliamente distribuidos en el ambiente. El primer estudio

sobre la presencia de estos compuestos en biota del rtico fue realizado por

Jansson et al., (1987), a partir de este trabajo se han publicado numerosos estudios

sobre los niveles de PBDEs en suelos, aire, biota, sedimento y vegetacin de zonas

remotas (De Wit, 2002). Sin embargo, la mayor preocupacin actualmente es los

niveles elevados detectados en muchas matrices ambientales, as como el continuo

incremento de estos niveles observado en los ltimos aos (Hites, 2004).


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Introduccin

22

Aunque la evidencia es limitada, la toxicidad de los PBDEs se ha relacionado con la

disrupcin de la hormona tiroidea, toxicidad en el desarrollo neuronal y cncer

(Macdonald et al., 2002). La va de disrupcin de la hormona tiroidea se ha

relacionado con el hecho de que algunos de sus congneres, como el PBDE 100 y

153 y sus metabolitos hidroxilados, tienen una estructura similar y afinidad hacia la

protena de transporte de dicha hormona (Meerts et al., 2000) sus receptores (Marsh

et al., 1998).

Estudios de toxicidad de PBDEs en roedores han mostrado que el mecanismo de la

toxicidad relacionado con el desarrollo neuronal es similar al descrito en el caso de

los PCBs no coplanares (semejantes a dioxinas) (Macdonald et al., 2002).

Finalmente, los ensayos de carcinogenicidad realizados hasta ahora no han

mostrado resultados concluyentes, aunque diversos trabajos los han relacionadocon cierto tipo de tumores (Macdonald et al., 2002).

Por otra parte, a partir de los estudios toxicolgicos, se ha observado que la

formulacin Deca-BDE presenta un grado de absorcin muy bajo (0.3%) y se elimina

rpidamente de los organismos, a diferencia de las otras formulaciones,

fundamentalmente la Penta-BDE, se absorben fcilmente por los organismos con

una velocidad de eliminacin muy baja, lo que supone un mayor riesgo para los

ecosistemas.

1.3.4 Pesticidas Organoclorados POCs).

A partir de la segunda guerra mundial, los pesticidas organoclorados (DDT, HCB y

HCHs, entre otros) comenzaron a utilizarse en el control de plagas. Su aplicacin en

la agricultura, sanidad y actividades domsticas provocaron una verdadera

revolucin en al productividad agrcola y el control de enfermedades como la

malaria. A este hecho se le denomin la Revolucin Verde. Sin embargo, a

mediados de los 70s la escritora Raquel Carson en su libro La Primavera

Silenciosa puso la voz de alerta sobre la toxicidad de algunos de estos pesticidas. A

partir de este momento se tomaron medidas de control de la produccin y uso de

estos pesticidas a nivel global.

1.3.4.1 Dicloro-difenil-tricloroetano (DDT)

El Dicloro-difenil-tricloroetano (DDT; Figura 1.8) ha sido uno de los pesticidas ms

utilizado a escala global, sus propiedades insecticidas fueron descubierta en ladcada de los aos 30s, pero no fue hasta a mediados de los aos 40s que se


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Introduccin

23

comenz a utilizar masivamente y a su descubridor le otorgaron el premio Nobel de

Medicina en el ao 1948. La formulacin comercial del DDT consiste en un 80% de

4,4-DDT, un 15% de 2,4-DDT y un 4% de 4,4-DDE. De acuerdo con las

condiciones del medio, el DDT se puede degradar a DDE o DDD. Las estimaciones

sobre su produccin acumulada durante los 20 aos en los que se comercializ a

nivel mundial (mediados de los 80s hasta 2005), superan las 100 kt (Li et al., 2006).

Figura 1.8. Estructura del DDT

Las estimaciones en el uso y emisiones del DDT al ambiente sealan una

disminucin continua desde la dcada de los 70s, como resultado de las

restricciones establecidas a nivel legislativo (Li et al., 2006) (Figura 1.9.)

Figura 1.9. Estimaciones de uso y emisin al medio ambiente del DDT.(Li et al.,2006).

Actualmente, solo se autoriza el uso del DDT para el control de la malaria en zonas

donde esta enfermedad es endmica, debido a que se considera la estrategia ms

eficiente y barata en el control del vector que trasmite esta enfermedad (UNEP,

2003).

Otra posible fuente de DDT en la actualidad est relacionada con el uso del pesticida

denominado Dicofol. Este compuesto posee una estructura muy similar al DDT y se

produce a partir del DDT, por lo que ste puede aparecer como impureza en la


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Introduccin

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mezcla tcnica (referencias), adems su degradacin en el ambiente puede dar lugar

a DDT o alguno de sus metabolitos (referencia). Al contrario de la mezcla tcnica de

DDT, la contaminacin relacionada con la produccin y uso del dicofol est

caracterizada por una proporcin elevada del ismero 2,4-DDT (Qiu et al., 2005).

Otras posibles fuentes de DDT en el medio ambiente podran ser los stocks

almacenados y no controlados as como su aplicacin furtiva.

La toxicidad del DDT y su metabolitos est relacionada con efectos a nivel del

sistema endocrino, afectando las funciones inmunolgicas, reproductoras y

nerviosas.

1.3.4.2 Hexaclorociclohexanos (HCH)

El Hexaclorociclohexano (HCH) (Figura 1.10.), es un insecticida que se comenz a

utilizar a partir de los aos 40s. Podemos distinguir 5 estereoismeros diferentes

segn la orientacin espacial de los tomos de cloro e hidrgeno en la molcula.

Comercialmente, han existido dos formulaciones: la mezcla tcnica que posee una

composicin isomrica de: 6070% de ; 512% ; 1012% ; 610% de ; y 34%

de , y el lindano, con un 99 % del ismero . Los distintos ismeros se diferencian

en sus propiedades fisicoqumicas y biolgicas, siendo el ismero . el nico con

actividad insecticida. Estimaciones en el uso de este pesticida sealan que entre1948 y 1997 se utilizaron aproximadamente 10Mt de la mezcla tcnica de HCH, a las

que hay que aadir unas 720 kt de lindano entre 1970 y 1993 (Pacyna et al., 2003).

Figura 1.10. Estructura de los principales ismeros de hexaclorociclohexanos.

Los HCHs pueden causar daos en el sistema nervioso central, reproductivo,

inmunolgico y endocrino (Keith, 1997; Willett et al., 1998). No hay estudios

concluyentes sobre la posible carcinogenicidad de ninguno de los ismeros.


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Introduccin

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1.3.4.3 Hexaclorobenceno (HCB)

El hexaclorobeceno (HCB; Figura 1.11.) fue utilizado como fungicida en la madera y

en el tratamiento de semillas a partir de los aos 40s. Por otro lado, tambin es un

subproducto de los procesos de produccin de otros pesticidas clorados y de

diferentes productos industriales. Estimaciones sobre el mercado mundial del HCB

indican una produccin global entre 1000 y 10.000 toneladas por ao en la dcada

de los 70s con un mximo a inicios de los 80s y posterior disminucin debido a las

medidas legislativas impuestas en los pases productores (Barber et al., 2005). A

nivel del continente Europeo, la produccin de HCB vari entre las 10.000 y las

30.000 toneladas por ao (Pacyna et al., 2003).

Figura 1.11. Estructura del hexaclorobenceno (HCB)

La exposicin humana a HCB se ha relacionado con alteraciones de la funcin

heptica y de la glndula tiroidea (Peters, 1976). Histricamente, los efectos txicos

de este compuesto se pusieron de manifiesto a partir de un suceso de intoxicacin

masiva de la poblacin del Curdistn turco debida al consumo de pan contaminado

por este producto entre 1955 y 1959. La poblacin afectada present un sndrome

denominado porfiria cutnea tarda, causado bsicamente por la alteracin de la

funcin heptica y neurolgica que provoc alteraciones cutneas, nerviosas y

articulares, entre otras (Courtney, 1979).


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Materiales y Mtodos Muestreo

27

2

Materiales y mtodos


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2.1 mbito de estudio

Este trabajo se enmarca dentro del proyecto financiado por la Unin Europea

denominado Euro-Limpacs (Integrated project to evalute impacts of global change

on European freshwater ecosystems). Dentro de este proyecto, el objetivo del grupo

de investigacin en el que se ha desarrollado este estudio fue evaluar el efecto y

comportamiento de los COPs en las zonas de montaas, especficamente en suelos,

sedimentos, organismos y nieve de regiones de montaas de Europa.

En proyectos previos: AL:PE (Acidification of Mountain lakes:Paleolimmnology and

Ecology), MOLAR (Mountain Lakes Research) y EMERGE (European Mountains

Lakes Ecosystems:Regionilization, Diagnostics and Socio-Economics Evaluation) se

puso de manifiesto que las montaas de Europea son zonas afectadas por la

contaminacin de compuestos qumicos transportados desde fuentes lejanas,

actuando como un sumidero de estos contaminantes.

2.2 Zonas de estudio

Durante el desarrollo de esta tesis se estudiaron las distintas familias de compuestos

descritas anteriormente, en suelos y nieve de zonas de montaa y sedimentos de

lagos de montaa de Europa.

Los puntos de muestreos de suelos se seleccionaron a diferentes altitudes en zonasubicadas en distintas cadenas montaosas de Europa con el fin de poder tener una

amplia representacin espacial y geogrfica. (tabla 2.1 y figura 2.1). Las muestras

analizadas incluyen:

Suelo muestrados segn un gradiente altitudinal en los Pirineos, Montseny,

Alpes y Montaas Tatras.

Gradiente altotudinal en los Pirineos.

Columna sedimentaria de dos lagos situados en los Carpatos y en los

Balcanes en Rumania y Bulgaria, respectivamente.


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Tabla 2.1. Zonas y matrices ambientales estudiadas.CadenaMontaosa

Zona Pas Matriz Fechamuestreo

Altitud(msnm)

Pirineos Pirineos central Espaa Suelo yNieve

2004 1516-2880

Alpes Alpes tiroleses Austria Suelo 2005 1101-2513

Tatras Carpatos Polonia-RepublicaCheca

Suelo 2004 1500-1680

Montseny Montseny (Turo delHome)

Espaa Suelo 2004 732-1700

Balcanes Macizo Rila /LagoBubreka

Bulgaria Sedimento 2000 2283

Crpatos Crpatosmeridionales/lagoNegru

Rumania Sedimento 2000 2083

Figura 2.1. Zonas de estudio.

2.2.1

Pirineos Centrales

Los Pirineos es una cadena montaosa de una longitud aproximada de 450 km

desde el mar Mediterrneo hasta el mar Cantbrico. Su formacin se estima hace

aproximadamente 50-25 millones de aos (finales del Cretaceo e inicio del Mioceno).

Esta cadena montaosa es la barrera natural entre la pennsula Ibrica y el resto del

continente Europeo. Los picos principales son de aproximadamente 3000 msnm

siendo el de mayor altura el macizo Aneto con una altura 3404 msnm. El clima que

predomina es de alta montaa con mnimos bajo los 0C. Las precitaciones anuales

se encuentran sobre los 1000 mm, de las cuales gran parte son en forma de nieve.


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31

La vegetacin esta compuesta bsicamente por bosque de pino roig (Pinus

sylvestris), abetos (Abies alba), pino negro (Pinus mugo ssp uncinata) y pardos. La

lnea de rboles se encuentra aproximadamente a las 1400 msnm.

La poblacin presente en esta zona es escasa, su densidad est en el torno a los 5

hab/km2 a excepcin del Principado de Andorra que tiene una densidad de 140

hab/km2 (CTP, 2008). La poblacin se concentra principalmente en pequeos

ncleos urbanos en las explanadas de los valles o zonas altas. A lo largo del siglo XX

se ha producido un abandono progresivo de los asentamientos humanos as como

de las tierras de cultivo. Actualmente la actividad predominante es el turismo

bsicamente en relacin a las estaciones de esqu en invierno y excursionismo en

verano. El principal impacto al que esta sometido esta zona es el paisajstico

provocado por la construccin de urbanizaciones, complejos hoteleros einfraestructuras necesaria para sostener las actividades tursticas, as como el

provocado por las infraestructuras que sustenta la generacin de energa

hidroelctrica. Los Pirineos estn franqueados en su cara norte y sur por zonas

altamente industrializadas en Espaa y Francia.

2.2.2 Macizo del Montseny

El Macizo del Montseny se encuentra situado en la Sierra Prelitoral Catalana,enclavado en el Parque Natural Montseny. Tres grandes conjuntos montaosos

configuran el macizo: la cadena del Tur de lHome (1.706 metros), les Agudes

(1.703 metros) y el Matagalls (1.697 metros).

El clima lluvioso y permanentemente hmedo se da en el Montseny a partir de los

1000 metros.

En la cotas bajas se encuentra el ncleo urbano de Sant Celoni (15000 habitantes)

colindante a una autopista AP7 y la presencia de importantes industria del sector

qumico. Adems, histricamente el macizo y sus alrededores han tenido la

explotacin de agrcola como principal actividad econmica, que en las ltimas

dcadas ha cedido frente al turismo (excursionismo y caza).

El tipo de vegetacin vara en funcin de la altura, en las cotas bajas se encuentra

vegetacin tipo mediterrnea (encinares, alcornoques y pinares), a altitudes

intermedias aparece la vegetacin de zonas hmedas, (encinar montaoso y

robledales), con ambientes centroeuropeos por encima de los 1.000 m (hayas y

abetos) e, incluso, subalpinos y en las cimas (matorrales y prados).


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2.2.3 Alpes tiroleses.

Los Alpes constituye una cadena montaosa ubicada en Europa central. La

formacin de esta cordillera es compleja, producto de una serie de movimientos

tectnicos producidos en el Mesozoico (era Secundaria, de 245 a 65 millones de

aos atrs) y el Cenozoico (en su primera parte, la era Terciaria). Desde el punto de

vista admisnistrativo, los Alpes administrativamente estn repartidos por Francia,

Italia, Suiza y Austria.

La zona oriental se denomina Alpes Tiroleses, regin repartida entre Italia y Austria.

El clima de esta zona es alpino; la temperatura media anual se encuentra bajo los

0C, con los valores ms bajos en el mes de diciembre. Las precipitaciones se

mueven entre los 1300 a 1500 mm anuales, siendo gran parte en forma de nieve.La presencia de los Alpes en medio del continente Europeo modifica profundamente

el clima de las regiones que lo rodean. La acumulacin de grandes masas de hielo,

en la forma de glaciares, mantiene una graduacin importante de los diferentes

climas en un estrecho margen de espacio que va desde el pie de las montaas hasta

las zonas ms altas.

Las especies que abundan en la regin alpina de los Alpes tiroleses es del tipo

arbusto como el rododendre (Rhododendron ferrugineum), diversas especies delgnero Juniperus, Nabius (Vaccinium sp) y arbolarias como los Sauces (Salix alba)

que crecen prximo a la lnea de nieve. En las partes ms altas predominan los

prados alpinos.

La presencia de ncleos urbanos se relaciona principalmente con la actividad

turstica: ski en invierno y excursionismo en verano.

2.2.4 Montaas Tatras Carpatos).

Las montaas Tatras se encuentran en la parte central de los Carpatos entre los

lmites de Eslovaquia y Polonia. Segn las caractersticas del paisaje, estructura

geolgica y tipo de roca, las montaas las Tatras se dividen en Tatry Zachodine

(Tatras Occidentales), Tatry Wysokie (Tatras altas) y Tatry Bielskie.

El clima de las Tatras est determinado por un alto grado de continentalidad con

drsticos cambios de temperatura entre el verano y el invierno. Las temperaturas en

el aire se encuentran como promedio anual entre 5.5 oC y -3.8oC en las zonas bajas y

altas, respectivamente. Las medias de precipitacin estn entre los 650 y 2200mm.


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33

La vegetacin dominante est constituida con la Picea (Picea abies), el pino roig

(Pinus silvestres), el abeto (Avies alba). En la zona subalpina se encuentra el pino

negro (Pinus mugo) y la zona alta se encuentra ocupada bsicamente por tundra

alpina con pocas especies arbustivas.

En las Tatras altas, la principal actividad econmica es el turismo, esto se refleja en

un gran desarrollo de la infraestructura comparable al encontrado en zonas de

montaa de los Alpes y Pirineos

En resumen, es posible definir una escala de predominio de actividades econmicas

y por extrapolacin la influencia antropognica a la que estn sometidas las

distintas reas seleccionadas en este estudio de COPs en los suelos, ver tabla 2.2.

Este ranking solo sirve de referencia ya que como hemos dicho los COPs son

transportados a largas distancias, con lo cual las condiciones climticas y

orogrficas as como las posibles fuentes influyen en la distribucin y destino final de

los COPs

Tabla 2.2. Ranking de actividades econmicas desarrolladas en las zonas de estudio

Tipo de actividad RankingInfluencia Antropognica Montseny>Alpes>>Tatras>Pirineos

Influencia agrcola Montseny>>Alps>Tatras>Pirineos

Influencia turstica Alpes ~ Montseny >Pirineos~Tatras

2.2.5 Lagos de montaa de Rila y Crpatos

El lago Bubreka se encuentra en los Balcanes, en medio del Parque Nacional Rila

cercano al pico ms alto de Bulgaria, el Moussala (2925 msnm). El nombre de Rila esde origen tracio y significa "montaa bien regada", a causa de la abundancia en esta

zona de lagos glaciares (aproximadamente 200). Algunos de los ros ms largos y

rpidos de los Balcanes nacen en Rila, incluyendo el Maritsa, el Iskar y el Mesta. El

clima de esta regin es tpicamente alpino, con 2000 mm de precipitacin anual en

Musala, 80% en forma de nieve. La temperatura mnima media en Musala es 11,6C

en febrero con un mnimo absoluto de -31,2C. La temperatura mxima media en

agosto es 5,4C, con un mximo de 18,7C. El nombre de Bubreka se debe a su


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34

particular forma que se asemeja a un bubreka, rin en rumano () (figura

2.2).

El lago Negru se ubica en la regin de Transilvania en los Carpatos Meridionales, en

medio del Parque Nacional Retezat (figura 6). Este parque fue el primero creado enRumana en el ao 1935, posee una gran cantidad de flora endmica y su relieve va

desde los 794 a 2905 msnm. En el parque se encuentran una gran cantidad de lagos

y glaciares, sobre todo en los picos ms altos. Su clima se caracteriza por registrar

temperaturas promedio de 0 a -2,5oC y precipitaciones que superan los 1300 mm

anuales en las zonas de mayor altitud.

Ambos lagos estn alejados de la influencia antropognica directa, que se limita a

las actividades tursticas asociadas a las rutas de excursionismo. Por lo tanto, losaportes de COPs al lago estarn asociados nicamente a la deposicin atmosfrica

y/o escorrentas de las cuencas.

Figura 2.2. Lagos estudiados


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2.3 Muestreos

La toma de muestra en cualquier anlisis ambiental es fundamental para tener

resultados validos, cualquier error introducido en esta etapa es de difcil evaluacin y

afectara de forma significativa la calidad de la informacin generada. Por otro lado,

el estudio de microcontaminantes en zonas remotas tiene dos puntos esenciales a

considerar: en primer lugar que los niveles ambientales sern muy bajos por lo cual

es necesario extremar las medidas para evitar la contaminacin de las muestras; y

en segundo lugar, que el trabajo de muestreo es logsticamente complicado, debido

a que las zonas de muestreo estn ubicadas en puntos alejados de carreteras y

otras infraestructuras necesarias.

De forma general, todos los materiales, herramientas o contenedores utilizados enlos muestreos de cada una de las matrices ambientales de estudio fueron de metal,

vidrio o tefln, evitando el uso de materiales de plstico. Dependiendo del caso, el

material se limpi con disolventes orgnicos y/o se someti a una temperatura de

450oC. Una vez recogidas las muestras, estas fueron almacenadas protegidas de la

luz y congeladas para su transporte para evitar la degradacin de los compuestos.

Estas condiciones se mantuvieron hasta su anlisis en el laboratorio.

Todos los puntos de muestreo fueron georeferenciados, apuntando lascaractersticas locales.

2.3.1 Sedimentos

Las muestras fueron obtenidas por medio de un gravity core (Glew, 7.5 cm dimetro

y 30 cm longitud) en el punto ms profundo de cada uno de los lagos (figura 2.2). El

testigo fue dividido en secciones de 0.25 o 0.5 cm in situ, cada seccin fue envuelta

en papel de aluminio y transportada en cadena de fro hasta el laboratorio, donde sealmacen a -20C hasta su anlisis. En la figura 2.3 se muestra un resumen

esquemtico del muestreo de los testigos de sedimento. La figura 2.3a muestra el

principio de funcionamiento del gravity core para la obtencin de la muestra, el

gravity corer en su extremo superior tiene un sistema de catapulta que al entrar en

contacto con la superficie del sedimento es empujado enterrando el tubo,

posteriormente cuando el tubo es extrado se activa un sistema que bloquea la parte

terminal del gravity corer quedando retenido el sedimento en su interior; la figura

2.3b muestra una imagen de campo de un testigo de sedimento obtenido mediante


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36

un gravity core; y la imagen 2.3c, muestra el fundamento de la determinacin de la

cronologa del testigo, las dataciones fueron obtenidas mediante mtodos

radiomtricos a travs de la determinacin de los radioistopos 137Cs y 210Pb.

Figura 2.3 Esquema de obtencin de las muestras de sedimento.

2.3.2 Suelos

Las muestras de suelos se obtuvieron mediante el uso de un minicore metlico ( de 6

cm de dimetro y 15 cm de longitud) (figura 2.4). Primero se hizo un corte vertical en

el suelo para facilitar la obtencin de la muestras y eliminar la capa vegetal en la

superficie donde se introducir el minicore (figura 2.4.a); posteriormente se introduceel aparato de muestreo en el suelo (figura 2.4b y c); y se obtiene la muestra (figura

2.4d). La muestra de suelo fue pesada, envuelta en papel de aluminio y transportada

en fro hasta el laboratorio, donde se almacen a -20oC hasta su anlisis.


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Figura 2.4. Esquema de obtencin de las muestras de suelo.

2.3.3 Nieve

Las muestras de nieve analizadas correspondan a toda la columna de nieve

acumulada durante un invierno en cada uno de los puntos de muestreo. Para

obtener toda la columna de nieve, en primer lugar se excav un agujero desde la

superficie de la nieve hasta el suelo (figura 2.5a); posteriormente se tomaron las

muestras de nieve introduciendo un cubo metlico de 1L de volumen en la pared

de nieve (figura 2.5b); las muestras fueron pesadas, colocndose en una bolsa de

tefln para su posterior transporte hasta el laboratorio de campo (figura 2.5c) donde

se procedi a fundir la nieve a temperatura ambiente (figuras 2.5d y e). Una vez

fundida, la muestra acuosa se filtr a travs de un filtro de fibra de vidrio (GF/B) parala recuperacin del material particulado. Los COPs de la fase disuelta se extrajeron

por adsorcin en discos de C18 (figura2.5f). Los filtros y discos de C18 fueron

etiquetados y enviados al laboratorio donde fueron almacenados a -20C hasta su

anlisis. Para cada muestra de nieve se determinaron la densidad y equivalentes de

agua.


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Figura 2.5. Esquema de obtencin de las muestras de nieve.


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Resultados Metodologa de Anlisis

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3 Resultados. Metodologa de anlisis


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Este captulo describe las metodologas analticas utilizadas para cada una de las

matrices y las distintas familias de compuestos.

En la primera parte se describen los procesos de extraccin, purificacin y

cuantificacin de PAHs, PCBs, PBDEs y pesticidas en los distintos medios

analizados en esta tesis.

En la parte final se muestra el trabajo Analysis of Polybrominated Diphenyl Ethers in

Atmospheric Deposition and Snow samples by Solid-Phase Disk Extraction

publicado en Journal of Chromatography A, 1192 (2008) 147-151 Se resume el

trabajo realizado para desarrollar mtodos de anlisis de concentraciones traza de

PBDE en muestras de deposicin atmosfrica y nieve mediante tcnicas de

extraccin en fase slida y anlisis por cromatografa de gases acoplada a

espectrometra de masas con ionizacin qumica y registro de iones negativos.


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En general, los procedimientos utilizados en el anlisis de las distintas familias de

COPs en suelo, sedimento y nieve se basan en mtodos desarrollados anteriormente

en el Departamento de Qumica Ambiental del Instituto de Diagnstico Ambiental y

Estudios del Agua (IDA-CSIC) (Carrera et al., 1998; Fernndez et al., 1999a; Ribes,

2003). Sin embargo, en el caso del estudio de los PBDEs se han tenido que

desarrollar y/o adaptar mtodos nuevos. En la figura 3.1 se resumen las distintas

mtodologas utilizados en cada una de las matrices ambientales.

Figura 3.1. Esquema general de la metodologa Analtica.

3.1 Materiales

Los disolventes utilizados n-hexano, diclorometano, acetona, metanol, isooctano, as

como el cido clorhdrico y la alumina neutra y sulfato de sodio son de la categora

para anlisis de trazas Merck (Darmstadt, Alemania).

Los patrones de compuestos organoclorados y PAH (16 EPA) se adquirieron en Dr.Ehrenstorfer (Augsburg, Germany). Los patrones de compuestos bromados y PAHs

deuterados se adquirieron en Cambridge Isotope Laboratories (Caambridge, MA,

USA). En las secciones subsiguientes de resultados se especifican con mayor detalle

la composicin de las disoluciones y otros elementos utilizados en la metodologa

analtica.


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3.2 Extraccin

Las estrategias de extraccin se escogieron siguiendo en base a dos criterios: la

cantidad de muestra disponible y las concentraciones de contaminantes que era

esperable encontrar en las distintas matrices. De esta forma, los sedimentos, de los

que se dispona de una cantidad de muestra aproximada de 0.5 g en peso seco, se

extrajeron por ultrasonidos y los suelos, cuya cantidad disponible era de unos 100 g

en peso seco, se extrajeron por Soxhlet. Es importante destacar que los sedimentos

tienen una mayor capacidad de retencin de COPs que los suelos, tal como se ha

puesto de manifiesto en estudios previos en suelos y sedimentos de alta montaa de

Europa (Grimalt et al., 2004).

La nieve se extrajo en fase slida con discos C18 (SPE-C 18) previa separacin del

material particulado por filtracin a travs de filtros de fibra de vidrio (GF/B) Dichosdiscos se seleccionaron porque permiten extraer un gran volumen de muestra, lo

que es necesario para alcanzar los niveles de deteccin requeridos. Este sistema

que requiere un equipamiento e infraestructura simple resulto adecuado para su

implementacin en lugares de difcil acceso, lo que es un requisito esencial para las

condiciones de trabajo en campo.

3.2.1 Suelos.

Se mezclaron aproximadamente 20 g de suelo (sin restos vegetales ni piedras) con

Na2SO4 en un mortero en una relacin 1:5 para la eliminacin del agua.

Posteriormente, se transfiri la mezcla a un cartucho de celulosa se coloc dentro de

un Soxhlet de 500 mL que contena una mezcla de n-hexano:diclorometano 1:4 y se

agregaron los patrones de recuperacin PAHs deuterados). Las muestras se

extrajeron durante 18 horas. El extracto se pas por un embudo que contena 5 g

Na2SO4 anhidro sobre lana de vidrio, con el fin de eliminar el agua residual.

3.2.2 Sedimento

Se extrajeron aproximadamente 0.5 g de sedimento hmedo por sonicacin. Se

realiz una primera extraccin con 20 mL de metanol (MeOH) (20 min) y, a

continuacin, tres extracciones sucesivas con una mezcla de diclorometano:metanol

(2:1) (3 x 20 min). Una vez combinados los extractos se le aadieron los patrones de

recuperacin (PCB 30, PCB 209 y PAHs deuterados).


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3.2.3 Nieve

Se filtr la nieve fundida en un sistema Millipore mediante filtros de fibra de vidrio

(Whatman, GF/B, 45 mm diameter, 1 m pore size) para separar el material

particulado. El filtro se sec por liofilizacin durante 4 a 5 horas, se pes para

determinar la cantidad de particulas y se extrajo por sonicacin con una mezcla de

10 mL diclorometano:metanol (2:1) en tres veces sucesivas con agitacin durante 20

min en cada etapa.

Se adsorbi la fraccin disuelta de la nieve en un disco de extraccin en fase solida

(C18 Empore disks, 47 mm de diametro, 0.5 mm de grosor) utilizando un sistema

Millipore. Los compuestos retenidos se extrajeron de los discos mediante la elucin

secuencial de 5 mL de metanol, 5 mL de ciclohexano y 5 mL de diclorometano.

Se combinaron los extractos provenientes de la fraccin particulada y disuelta de la

nieve y se les agregaron los patrones de recuperacin (PCB 30, PCB 209 y PAHs

deuterados).

3.3 Purificacin y fraccionamiento.

En los extractos descritos anteriormente se puede encontrar agua, lpidos,

compuestos azufrados (si corresponden a suelos y sedimentos) y otros quepueden interferir en el anlisis de los contaminantes ya sea por coelucin o

disminucin de la vida til de la columna cromatogrfica. Para la eliminacin

de las interferencias se desarroll un procedimiento de purificacin y

fraccionamiento. En algunos casos de matrices o muestras especialmente

complejas, se tuvo que repetir los pasos de purificacin (figura 3.1). Los

problemas mayores en este sentido se encontraron en las muestras de suelo.

3.3.1 Suelos

El extracto se eluy en un embudo que contena 5 g Na2SO4 anhidro, con el fin de

eliminar el agua. Posteriormente, el volumen se redujo en rotavapor hasta un

volumen de 5 mL y se purific en una columna de adsorcin que contena almina

neutra (1 g, activada a 120C durante 12 horas). La columna se eluy con 40 mL de

la mezcla de extraccin (n-hexano:diclorometano, 4:1).

El extracto purificado se redujo en rotavapor hasta un volumen aproximado de 2 mL

y se someti a una segunda columna de almina (2 g, activada a 120C durante 12


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45

horas) para su fraccionamiento. La primera fraccin se eluy con 5 mL de n-

hexano:diclorometano (19:1) y seguidamente la fraccin de PAH se obtuvo con 10

mL de n-hexano:diclorometano (1:2).

La fraccin 2, que contiene los PAHs, se redujo en rotavapor hasta un volumen

aproximado de 2 mL y se sometio a una hidrlisis alcalina con 20 mL de 6% de KOH

en metanol (potasa metablica). El extracto se concentr mediante rotavaporacin y

se someti a una hidrlisis alcalina con 20 mL de potasa metalnica durante una

noche en ausencia de luz. Posteriormente, la fraccin neutra se extrajo con n-hexano

(3 x 10 mL) y el volumen se redujo mediante rotavaporacin hasta aproximadamente

0.5 mL.

3.3.2

Sedimento

El extracto se concentr a presin reducida por rotavaporacin y se someti a una

hidrlisis alcalina con 20 mL de potasa metanlica durante una noche en ausencia

de luz. Posteriormente, la fraccin neutra se extrajo con hexano (3 x 10 mL) y el

volumen se redujo por rotavaporacin hasta aproximadamente 0.5 mL.

La fraccin neutra se purific por cromatografa de adsorcin en columna con

almina neutra (2 g) a 120o

C durante 12 h. La fraccin 1 se eluy con 5 mL de n-hexano:diclorometano (19:1) que contiene los compuestos organoclorados. La

fraccin 2 se eluyo con 10 mL de n-hexano:diclorometano (1:2) que contiene los

PAHs.

La fraccin 2 se concentr hasta 1 mL a presin reducida por rotavaporacin y hasta

0.5 mL mediante evaporacin posterior con una corriente suave de nitrgeno

purificado, guardndose a -20C hasta su anlisis instrumental. Antes de ste, la

muestra se evapor a sequedad con corriente suave de nitrgeno y se reconstituy a

100 L de solucin de patrn interno.

3.3.3 Nieve

El agua residual se elimin del extracto con una columna que contena 5 g de

Na2SO4. Posteriormente el extracto se purific por cromatografa de

adsorcin en columna con almina neutra (2g) a 120oC durante 12 h, y se

eluy con con 5 mL de n-hexano:diclorometano (19:1) y 10 mL de n-hexano:diclorometano (1:2).


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El extracto se concentr hasta 1 mL por rotavaporacin y hasta 0.5 mL

mediante evaporacin posterior con una corriente suave de nitrgeno

purificado, guardndose a 20oC hasta su anlisis instrumental. Antes de ste,

la muestra se evapor a sequedad con corriente suave de nitrgeno y se

reconstituy a 100 L de solucin de patrn interno.

3.4 Anlisis Instrumental

Los compuestos organoclorados, PCBs, HCB y HCH, se analizaron por

cromatografa de gases con detector de captura de electrones (GC-ECD). Los

compuestos bromados se analizaron por cromatografa de gases acoplada a

espectrometra de masas en ionizacin qumica negativa (GC-MS-NCI). Finalmente

los PAHs y DDTs se analizaron por cromatografa de gases acoplada a

espectrometra de masas en modo de impacto electrnico (GC-MS-EI).

En la tabla 3.1 se muestran las condiciones cromatogrficas utilizadas. Las

condiciones de inyeccin y programa de temperatura varan levemente entre cada

uno de los instrumentos.

Las posibles variaciones del factor de respuesta del detector se controlaron

mediante la inyeccin de una mezcla estndar cada diez muestras inyectadas. Si

esta variacin era superior al 20 % se procedi a la inyeccin de una nueva curva de

calibrado.


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Tabla 3.1. Resumen condiciones cromatograficas

Parmetros GC-ECD GC-MS-EI GC-MS-NCI

Instrumento GC: HP 5890

ECD: HP 7673A

GC: Thermo

MS: Fisons MD800

GC: Agilent 6890A

MS: Agilent 5973NColumna DB-5MS, 60m x

0.25mm di. y 0.25m de espesor defase

HP-5MS, 60m x0.25mm d.i. y0.25m de espesorde fase).

DB-5MS, 30m x0.25mm di. y 0.25m de espesor defase

Inyeccin Splitless (cierre 1.5min)280C

Splitless (cierre 1.5min)280C

Splitless (cierre 1.5min)250C

Programa delhorno

90C (2 min);15C/min hasta los130C; 4C/min

hasta los 290C(20 min); 4C/minhasta los 310C(10 min)


hasta los 320C (10min).


hasta los 200C(13 min); 4C/minhasta los 310C(10 min)

Detector 320CNitrogeno gasauxiliar 60 mL/min

Lnea transferencia,280C y fuentesiones 200C, tantopara PAHs y DDTs

Lnea transferencia,280C y fuentesiones 150C. Elamonio fueutilizado como gasreactivo.

3.4.1 Anlisis por GC-ECD.

3.4.1.1 Pesticidas organoclorados y PCBs

La identificacin de los compuestos organoclorados PCBs, HCHs y HCB se llev a

cabo por comparacin de los tiempos de retencin (figura 3.2). Los DDTs, aunque

estaban presentes en la mezcla de patrones de cuantificacin y el sistema

cromatogrfico permita una buena respuesta y resolucin, no se cuantificaron

porque en las muestras sus picos correspondientes coeluian con interferentes. Paraestos compuestos se utiliz GC-MS-EI. Los compuestos organoclorados se

cuantificaron utilizando el PCB 142 como patrn interno. Como patrones de

recuperacin se utiliz el PCB 30 y PCB 209 para los compuestos ms voltiles y

menos voltiles, respectivamente, es decir HCHs, HCB, PCB 28 y PCB 52 por un

lado y los PCBs ms pesados por otro. Las recuperaciones de PCB 30 y PCB 209 en

el anlisis de sedimentos fueron de 5518% y 7822%, respectivamente

(mediadesviacin standard). Las recuperaciones de estos compuestos en el anlisis

de nieve fueron de 4217% y 7012%, respectivamente.


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Las muestras, dependiendo de sus niveles de concentracin de compuestos objeto

de estudio, se concentraron a 50 o 100 L, inyectndose 2 L.

Los lmites de deteccin (LOD) y cuantificacin (LOQ) se establecieron como

aquellos correspondientes a 3 y 5 veces la relacin seal ruido, respectivamente

Tabla 3.2. Resumen de parmetros de cuantificacin para compuestosorganoclorados1

Intervalo Metodologa (pg)

pg en columna r2 LOD LOQ

-HCH 1.8-346 0.9998 3.4 5.6

-HCH 1.8-346 0.9999 2.1 3.5

-HCH 1.8-346 0.9999 3.5 5.7

-HCH 1.7-334 0.9999 1.9 3.1HCB 1.8-346 0.9998 3.9 6.6

PCB28 1.7-336 0.9997 3.9 6.5

PCB52 1.8-332 0.999 6.6 11.0

PCB101 1.8-332 0.9991 4.8 8.0

PCB118 1.7-338 0.9994 5.6 9.4

PCB153 1.8-337 0.9992 4.6 7.7

PCB138 1.7-334 0.9995 5.6 9.4

PCB180 1.8-338 0.9997 3.6 6.0

1:informacin de cuantificacin de muestras de suelo.En la figura 3.2 se muestran cromatogramas de un patrn y una muestra de nieve de

los Pirineos. Los picos sin identificar en el patrn corresponden a los distintos

ismeros de los DDTs, compuestos cuantificados por GC-MS-EI.

Figura 3.2. Ejemplo de cromatogramas de los compuestos organocloradosanalizados por GC/ECD. Patrones de recuperacin: PCB 30 y PCB 209. Patron

Interno: PCB 142.


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3.4.2 Anlisis por GC-MS-EI.

Los PAHs y DDTs se identificaron por comparacin con el tiempo de retencin y el

in de fragmentacin mayoritario.

3.4.2.1 Anlisis de los PAHs y DDTs.La cuantificacin de los PAH que no se encontraban en la mezcla de referencia, se

realiz a partir de los ndices de retencin de Lee (Lee et al., 1979; Benner et al.,

1995), calculados a partir de una muestra de sedimento de referencia que contiene

todos los PAH que se analizaron en este estudio, y por estudio de los espectros de

masas obtenidos por GC-MS-EI en modo scan.

La cuantificacin de los PAHs se realiz por estndar interno. En la tabla 3.3 se

indican los PAH analizados y sus correspondientes patrones internos y derecuperacin, as como los iones seleccionados para su deteccin y cuantificacin.

Figura 3.3. Ejemplo de cromatogramas de PAH, patrn EPA y muestra en TIC y SIRpara el in 202.


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Tabla 3.3. Patrones utilizados en el anlisis de PAH (Identificacin de loscompuestos en tabla 1.3)

IonCuantificacin

PatrnCuantificacin

PatrnInterno

PatrnRecuperacin EPA

Ace 152 Ace 5 1 *

Flu 166 Flu 5 2 *Ant 178 Ant 5 2 *Phe 178 Phe 5 2 *Fla 202 Fla 5 2 *Acy 202 Fla 5 2Pyr 202 Pyr 5 2 *Ret 219 Phe 5 1BghiF 226 BaA 5 3BaA 228 BaA 5 3 *Cry+T 228 Cry 5 3 *BbojF 252 BkF 6 3 *BkF 252 BkF 6 3 *BaF 252 BkF 6 3BeP 252 BaP 6 3BaP 252 BaP 6 3 *Per 252 BaP 6 3I7123C 276 I123P 6 4I123P 276 I123P 6 4 *BghiP 276 BghiP 6 4 *DahA 278 BghiP 6 4Cor 300 BghiP 6 4

Patrn RecuperacinAnt-d10 188 1b

BaA-d10 240 2bBbF-d12 264 3bBghiP-d12 288 4b

Patrn InternoPyr-d10 212 5aPer-d-12 264 6a

a. Compuesto utilizado como patrn interno. b. Compuesto utilizado para la correccion de recuperacion

Para la identificacin y clculo de los factores de respuesta se utiliz la mezcla de

PAH EPA mix 16 de Dr. Ehrenstofer. Como patrones de recuperacin e internos se

utilizaron los PAHs deuterados Ant-d10, BaA-d10, BbF-d12 y BghiP-d 12 (tabla 3.3). Las

recuperaciones de estos patrones en el anlisis de sedimentos fueron 3916%,

5514%, 8118% y 7212%, respectivamente. Las recuperaciones de Ant-d10, BbF-

d12 y BghiP-d 12 en el anlisis de suelos fueron 425%, 5711% y 7018%,

respectivamente.

El limite de deteccin se calcul como tres veces la desviacin estndar del valor del

compuesto en el blanco. En la tabla 3.4 se muestran los lmites de deteccin para los

patrones de la mezcla EPA.


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Tabla 3.4. Resumen de los limites de deteccin para los compuestas EPA analizados

Limite de Deteccin(pg)

Ace 0,6

Flu 7,1Ant 10,1Phe 1,5Fla 5,5Pyr 6,5BaA 0,4Cry+T 0,5BbojF 0,8BkF 1,0BaP 1,4I123P 0,6BghiP 1,5

3.4.2.2 Analisis de los DDTs

La cuantificacin de los DDTs se realiz con patrn externo. En la tabla 3.5 se

muestran los iones utilizados en la identificacin y cuantificacin; as como la

informacin del margen de linealidad y limites instrumentales. Como patrn de

recuperacin se utiliz el PCB 209.

Tabla 3.5. Resumen de los iones utilizados en la identificacin de los DDTs (ennegrita los iones de cuantificacin) y los parmetros analticos de la cuantificacin desuelos

Intervalo Instrumentalesm/zpg en

columna r2LOD

(pg en col)LOQ

(pg en col)

24-DDE246 / 248 / 176

1.9-285 0.9997 0.09 0.16

44-DDE246 / 248 / 176

1.9-284 0.9996 0.22 0.37

24-DDD236 / 237 / 165

1.9-286 0.9999 0.17 0.29

44-DDD236 / 237 / 165

1.9-282 0.9996 0.22 0.37

24-DDT236 / 237 / 165

1.9-283 0.9999 0.32 0.53

44-DDT236 / 237 / 165

1.9-286 0.9999 0.27 0.45


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Figura 3.4. Ejemplo de cromatograma de DDT, un patrn y una muestra de sueloen SIR.

3.4.3 Anlisis de PBDEs por GC-MS-NICI

El mtodo desarrollado para el anlisis de PBDEs en deposicin atmosfrica y nieve

se describe en detalle al final de esta seccin. En general, la identificacin y

cuantificacin de los PBDEs se realiz por patrn externo. En la tabla 3.7 semuestran los congeneres, iones utilizados y parmetros analticos. Los lmites de

deteccin y cuantificacin se calcularon a partir de 3 y 5 veces la razn seal/ruido

en las muestras, respectivamente.


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Figura 3.5. Ejemplo de un cromatograma de PBDEs en una mues

Estudio de Contaminantes Organicos Pers

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