contaminantes endocrinologicoes en el medio ambiente

DISRUPTORES ENDOCRINOS ANTROPOGENICOS EN EL MEDIO
AMBIENTE: DOS ESTUDIOS DE CASO
Alba TORRENTS1, Jorge LOYO-ROSALES1, Anubha GOEL1, Clifford RICE2 y
Laura McCONNELL2
1
Civil and Environmental Engineering, University of Maryland, College Park, MD
20742, alba@eng.umd.edu.
2
Environmental Management and Byproduct Utilization Laboratory, Agriculture
Research Service, US Department of Agriculture, Beltsville, MD 20705
Palabras Clave: alquifenoles, PBDE, plantas tratamiento, irrigación aguas negras,
Bahía Chesapeake.
RESUMEN
La descarga de grandes volúmenes de aguas residuales puede resultar en la
exposición de humanos y organismos acuáticos a una gran variedad de
contaminantes, incluyendo disruptores endócrinos. En este trabajo se presentan
dos estudios de caso relativos al destino de dos distintas clases de este tipo de
contaminantes. En el primer estudio se estudiaron los alquilfenoles etoxilados,
que son una familia de surfactantes utilizados en la formulación de numerosos
productos y como parte de distintos procesos industriales. Una vez utilizados,
estos compuestos son desechados en el agua, en algunos casos son tratados en
plantas de tratamiento y eventualmente son liberados al medio ambiente. Como
parte de este estudio, se desarrollaron metodologías analíticas para cuantificar
estos compuestos y con ellas evaluar la capacidad de tres distintas plantas de
tratamiento para eliminarlos de los efluentes. Los resultados indican que la
temperatura y el tiempo de residencia son más relevantes que el tipo específico de
tratamiento y que, en términos generales, aproximadamente 30 a 50% de los
alquilfenoles fueron eliminados. Se presenta también un modelo matemático
sencillo basado en un balance de masas para predecir la distribución de estos
químicos en las aguas receptoras. En el segundo estudio se examinó la presencia
de PBDEs en la atmósfera. Se monitorearon 4 congéneres (47, 99, 100 y 154) en
tres localidades rurales y remotas. Las concentraciones promedio en dos de los
sitios (BDE 47: 10-17 pg/m3; BDE-99: 5.3-7.7 pg/m3) indican niveles “background”.
En cambio, las concentraciones promedio en el tercer sitio fueron 5-10 veces más
altas (BDE-47: 175 pg/m3; BDE-99: 26 pg/m3) y con una correlación significativa
con la temperatura, lo que indica fuentes locales. Por medio de un análisis de
trayectoria se identificaron sitios de irrigación con “spray” como la fuente potencial
de los PBDEs en la atmósfera.
INTRODUCCION
La mayoría de nosotros da por sentado el acceso al agua potable; la usamos para
todo y la dejamos correr; parece que siempre ha estado ahí y que ahí seguirá, tan
imprescindible como el aire que respiramos. Tradicionalmente, el agua potable se
1
define como agua libre de microorganismos infecciosos y con base en esta
definición se han diseñado las plantas de tratamiento. La cantidad total de agua
en el mundo es un recurso finito, por lo que cada día aumenta la fracción de agua
reciclada que corre por nuestros ríos. Grandes volúmenes de agua provenientes
de distintas industrias y plantas de tratamiento son descargados a cuerpos de
aguas naturales. Por otro lado, la escasez de agua limpia y el incremento de la
demanda agrícola imponen la necesidad de utilizar efluentes de plantas de
tratamiento para riego. Si bien la mayoría de países disponen de reglamentos
para este tipo de uso de las aguas tratadas, éstos también están basados en
criterios microbiológicos. En las sociedades modernas, donde cada día hay una
mayor demanda de productos químicos para uso directo (e.g. fármacos,
detergentes y plaguicidas) o como parte de otros productos de consumo (e.g.
protectores y retardantes de flama), la descarga de grandes volúmenes de agua
tratada puede resultar en la exposición a humanos y organismos acuáticos a un
gran número de contaminantes orgánicos, incluyendo compuestos carcinogénicos
y disruptores endocrinos.
Los Contaminantes Orgánicos Persistentes (COPs), o POPs en inglés, son
sustancias químicas extraordinariamente tóxicas y persistentes. Las cantidades
emitidas hasta estos momentos son suficientes para causar cáncer y alteraciones
hormonales en los próximos 1000 años. Entre los COP están las dioxinas y
furanos, el DDT y numerosos plaguicidas y sustancias químicas de uso común
como detergentes y retardantes de flama. Muchos de estos compuestos, además
de ser persistentes (es decir, que no se descomponen rápidamente), orgánicos
(con una estructura molecular basada en el carbono) y contaminantes (en el
sentido de ser muy tóxicos), tienen otras dos propiedades que les hacen muy
peligrosos: son solubles en lípidos, por lo que se acumulan en los tejidos vivos, y
tienen la capacidad de ser transportados grandes distancias. En conjunto, estas
cinco propiedades hacen a los COPs sustancias muy peligrosas para el hombre y
la biota.
Durante la última década, muchos estudios en América del Norte y Europa han
reportado la presencia de COPs en aguas naturales y su acumulación en
organismos acuáticos. Otros estudios se han centrado en la capacidad de las
plantas de tratamiento para eliminar dichos compuestos de sus efluentes. En los
últimos años, el interés se ha centrado en los contaminantes que pueden limitar
los efectos de sustancias químicas naturales (como ciertas hormonas) y pueden
perturbar los procesos bioquímicos en los organismos vivos. A estas sustancias
se les conoce como disruptores endócrinos y sus efectos pueden ocurrir a
concentraciones extremadamente bajas.
Desde principios de la década de los 1990 surgieron reportes de la feminización
de peces macho (sugerida, por ejemplo, por la presencia de proteínas necesarias
para la síntesis de huevo) en ríos con una proporción elevada de descargas
provenientes de plantas de tratamiento de aguas municipales. Un estudio del US
Geological Survey reportó que una gran variedad de compuestos clasificados
como disruptores endocrinos--surfactantes, fármacos, antisépticos y otros
2
productos para el cuidado personal--están presentes en un alto porcentaje de los
ríos en Estados Unidos (Kolpin et al., 2002). Estos compuestos se consideran
contaminantes orgánicos “emergentes” porque muchos de ellos no están
regulados todavía y, aunque sus efectos en la salud humana y los ecosistemas
acuáticos no han sido evaluados completamente, se sabe que poseen
características que los hacen potencialmente dañinos para ambos.
El incremento constante en el número de estos contaminantes emergentes es
indicativo de la alta dependencia de los estilos de vida modernos en compuestos
orgánicos sintéticos y sus consecuencias para el medio ambiente. Conforme
aumenta esta dependencia, la cantidad y variedad de estos compuestos
antropogénicos y su descarga al medio ambiente se incrementan rápidamente. La
contaminación de las fuentes de agua con un número cada vez mayor de estas
sustancias puede tener efectos negativos en los ecosistemas, así como en la
salud humana.
Simultáneamente, la demanda de agua limpia continúa
incrementando conforme aumenta la población. La presencia de contaminantes
orgánicos emergentes puede también restringir el uso de efluentes tratados para
irrigación y el uso de biosólidos como fertilizantes. Como consecuencia, existe la
necesidad del desarrollo de protocolos de investigación para el estudio sistemático
del destino de dichos compuestos en las plantas de tratamiento y en el ambiente.
Una de las mayores limitaciones para el estudio de la distribución y presencia de
estos contaminantes en el medio ambiente, es el desarrollo de técnicas para
extraer y cuantificar estos contaminantes en concentraciones extremadamente
bajas. El desarrollo de los métodos analíticos para identificar y cuantificar las
sustancias disueltas en el agua ha avanzado con los adelantos en la química
analítica y existen nuevos métodos que son a la vez más sencillos y sofisticados,
pero además cuentan con mayor precisión y exactitud. Durante los últimos años,
nuestro grupo de investigación ha desarrollado métodos analíticos para la
cuantificación de cantidades traza de disruptores endocrinos en el agua, aire y
partículas suspendidas. También hemos realizado trabajo de campo para estudiar
la distribución de estos compuestos en plantas de tratamiento y su descarga en el
agua y la atmósfera de la Bahía de Cheseapeake (Loyo et al., 2003, Goel et al.
2005, 2006, Loyo et al. 2006s, 2006b).
En el primero de los dos estudios de caso incluidos en este reporte, presentamos
la distribución de alquilfenoles en tres plantas de tratamiento y en un estuario que
recibe aguas tratadas. En el segundo caso ilustramos el uso de estos estudios
para la identificación de fuentes de retardantes de flama en el aire en zonas
altamente rurales.
ALQUIFENOLES ETOXILADOS EN PLANTAS DE TRATAMIENTO Y EN UN
ESTUARIO DE LA BAHIA DE CHESEAPEAKE
Los alquilfenoles etoxilados (APEs) son una familia de surfactantes que se utilizan
en grandes cantidades tanto en procesos industriales como en productos de
limpieza. Estos compuestos se caracterizan por tener una porción hidrofóbica y
3
otra hidrofílica (Figura 1) . La primera está formada por una molécula de benceno
y un grupo alquilo de entre 9 y 12 átomos de carbono. Los APEs producidos más
comúnmente son los que tienen un grupo nonilo, los nonilfenol etoxilatos (NPEs),
seguidos por los octilfenol etoxilatos (OPEs). La parte hidrofílica se encuentra en
posición para- al grupo alquilo y está formada por una cadena de unidades de
óxido de etileno (EOs). La longitud de la cadena varía entre 1 y 100 unidades,
pero los NPEs y OPEs utilizados con mayor frecuencia están compuestos por una
mezcla de APEs con cadenas de entre 2 y 16 EOs, cuyas concentraciones
presentan una distribución normal centrada en 9 EOs (Talmage 1994).
Figura 1: Estructura química de los alquilfenoles etoxilados y productos de
degradación.
H2x+1Cx
O
O
H
OXIDACION
ETOXILATO
H2x+1Cx
Alquilfenol etoxilado
n
O
O
H
n-1
H2x+1Cx
O
O
O
OH
m
Acidos alquilfenoxietoxiacéticos
TRANSFORMACION?
Alquilfenol
H2x+1Cx
OH
La producción mundial de APEs en la década pasada fue de aproximadamente
500,000 toneladas por año. Los usos de estos productos implican su desecho
junto con las aguas residuales, que pueden ser tratadas o no antes de ser
devueltas a los cuerpos de agua naturales. La importancia de estos productos
desde el punto de vista ambiental es que, una vez en el agua, los APEs sufren una
serie de transformaciones mediadas por microorganismos y que en algunos casos
resultan en la formación de productos más tóxicos (Fig. 1). Una de estas
reacciones acorta la longitud de la cadena de EOs, resultando en la formación de
NP1EO, NP2EO y NP, éste último en condiciones anaeróbicas. Estos tres
productos son más tóxicos que los compuestos originales y, además, su
capacidad de provocar disrupción endócrina a bajas concentraciones está bien
documentada (e.g. Servos 1999). La otra vía de transformación microbiana
resulta en la oxidación del último etoxilato de la cadena formando un grupo
carboxilo (Fig. 1).
MATERIALES Y METODOS
Una parte importante de este proyecto fue el desarrollo de los métodos analíticos
para los APEOs en agua, sedimento y lodos residuales (Loyo-Rosales et al 2003);
en el caso del agua, se establecieron métodos independientes para la fase
4
disuelta y para las partículas suspendidas. La extracción de la fase disuelta se
hizo basada en un método de extracción en fase sólida (SPE) que permitió la
concentración de cantidades grandes de agua (hasta 4 L), lo que contribuyó
considerablemente a la obtención de bajos límites de detección. Por otra parte,
las partículas suspendidas se extrajeron con metanol en aparatos Soxhlet,
mientras que para los sedimentos se utilizó extracción acelerada con disolventes
(ASE, por sus siglas en inglés). En los tres casos se utilizaron estándares internos
marcados con 13C para poder cuantificar por el método de dilución isotópica. En
contraste, los APECs se extrajeron por extracción líquido-líquido con
diclorometano y se cuantificaron por adiciones estándar. Todos los compuestos
fueron analizados en un cromatógrafo de líquidos acoplado a un espectrómetro de
masas-masas.
Con estos métodos, se estudió el comportamiento de los APEs en invierno y
verano en tres plantas de tratamiento de aguas situadas en tres distintas áreas
metropolitanas, Washington, DC, Baltimore, MD y Chicago, Il. Las dos primeras
plantas cuentan con tratamiento terciario y la última sólo secundario. Otra
diferencia importante entre las plantas es que los tiempos de retención, tanto
hidráulico como el de los lodos, en la planta en Washington son más cortos que en
las otras dos, que son similares entre sí. Simultáneamente, se estudió el
comportamiento de los APEs en Back River, un sub-estuario de la Bahía de
Chesapeake que recibe el efluente de la planta de tratamiento de Baltimore.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Plantas de tratamiento
Las concentraciones totales de NPEOs en los afluentes variaron poco entre las
diferentes plantas y entre el invierno y el verano. La principal diferencia consistió
en que las concentraciones de los NPEOs de bajo peso molecular fueron más
abundantes en el verano, sugiriendo que la degradación de los NPEOs comenzó
desde el sistema de drenaje. En el caso de los efluentes, las concentraciones
totales de NPEO sufrieron una reducción significativa (90-99%) y la gran mayoría
de los NPEOs de alto peso molecular prácticamente desaparecieron
encontrándose principalmente NP1EO, NP2EO y NP. En este caso tampoco hubo
gran variación entre las concentraciones en las distintas plantas, pero la
concentración promedio en el verano fue casi 7 veces mayor que en el invierno.
En contraste con los etoxilatos, la concentración total de carboxilatos, muy baja en
los afluentes, aumentó hasta 120 veces en los efluentes y también es
significativamente menor en verano que en invierno (alrededor de 4 veces). La
formación de carboxilatos, combinada con la desaparición de etoxilatos, tiene
como consecuencia que más del 80% de los APEs en los efluentes son
carboxilatos, los cuales no siempre son monitoreados. Cabe mencionar que la
gran mayoría de la degradación ocurre durante el tratamiento biológico, como era
de esperarse, y la formación de carboxilatos ocurre preferencialmente en
presencia de oxígeno, i.e. en las etapas de aeración intensa. Dada la relativa
hidrofobicidad de los APEOs de cadena corta, estos tienden a acumularse en los
5
lodos y son eliminados del agua también por esta vía. Utilizando todos estos
datos para construir balances de masa para los NPEOs en las tres plantas (Tabla
1) resalta que en el caso de la planta en Washington, la eliminación de los NPEOs
ocurre principalmente a través de los sólidos, dejando sólo una fracción disponible
para transformación microbiana. Esto se debe a la alta producción de sólidos,
consecuencia del corto tiempo de retención de los lodos. Las otras dos plantas,
con tiempos de retención más largo, presumiblemente proveen una mayor
oportunidad para la transformación microbiana y es la planta en Chicago, que no
cuenta con tratamiento terciario, la que al parecer elimina la mayor parte de los
compuestos por esta vía. En comparación con el único estudio similar realizado
en Europa, las plantas en los Estados Unidos no parecen ser más efectivas en la
eliminación de NPEOs, incluso aquéllas que cuentan con tratamiento terciario.
Tabla 1: Balance de masas para los NPEOs en las plantas de tratamiento
Planta A
Planta B
Planta C
Suiza 1
Suiza 2
%
%
%
%
%
ENTRA
100
100
100
100
100
SALE (sólidos)
19
64
21
21
23
SALE (líquidos)
39
24
20
38
42
¿DEGRADACIÓN?
42
12
59
40
35
Back River
La naturaleza y concentración de los APEs presentes en el agua de éste subestuario están dictadas principalmente por el efluente de la planta de tratamiento,
especialmente en el caso de los carboxilatos que, como se mencionó
anteriormente, eran los APEs presentes en mayor abundancia. Un modelo
sencillo basado en el flujo promedio neto del estuario y la descarga de la planta,
incluyendo también dispersión y deposición con los sólidos, fue capaz de predecir
con bastante exactitud las concentraciones de NPE observadas. La contribución
de las reacciones de transformación biológica se estimó como un parámetro de
ajuste, cuyo valor fue muy similar a otros obtenidos independientemente por un
grupo en los Países Bajos que estudió los estuarios de los ríos Rhin y Scheldt.
Sin embargo, a temperaturas más altas y durante episodios de lluvia, las
concentraciones de los APEOs en el río parecen estar controladas por flujo de los
tributarios, mientras que los carboxilatos parecen originarse exclusivamente en la
planta también en estos casos.
6
ETERES DIFENILICOS POLIBROMADOS (PBDEs) EN LA ATMOSFERA DE LA
BAHIA DE CHESEAPEAKE
Los éteres difenílicos polibromados (Figura 2)
representan una de las familias de
compuestos más utilizados como retardantes
de flama, con numerosas aplicaciones tanto
industriales como domésticas (como aditivos
en equipos electrónicos, productos textiles, Figura 2: Estructura de PBDE
espumas, plásticos, etc.).
con x+y = 1-10
Estos compuestos son similares estructuralmente a los bifenilos policlorados
(PCBs), con 209 posibles congéneres dependiendo del número y posición de los
átomos de bromo en la molécula. Sus propiedades fisicoquímicas son también
similares a las de los PCBs y el DDT, por lo que su presencia y distribución en el
medio ambiente siguen un patrón similar. Estudios recientes han mostrado su
capacidad de bioacumulación en las cadenas tróficas, y su transporte a
localidades remotas (Hites, 2004; Darnerud et al., 2001; Palm et al., 2002). En la
actualidad existen 3 formulaciones comerciales de PBDEs, el penta-BDE, con dos
congéneres importantes, el PBDE-47 y el PBDE-99, el deca-PBE dominado por un
solo componente, el PBDE-209, y el octa-BDE constituido por una mezcla de
hexa-, hepta y nona-BDEs. Si bien su uso está permitido aún, su producción y
utilización están siendo restringidos en Europa, mientras que en Estados Unidos
continúa aumentando (Renner, 2000).
MATERIALES Y METODOS
Muestreo y Técnica Analítica
Se concentraron muestras de aire en
filtros y cilindros de poliuretano (PUFs)
durante tres años en tres localidades
alrededor de la Bahía de Cheseapeake
(Figura 3). Horn Point es un área
semi-rural sin actividades industriales.
Las areas metropolitanas de
Washington, D.C. y Baltimore se
encuentran aproximadamente a unos
90 km hacia el oeste/norte. Lewes,
Delaware es un área agrícola y la
tercer localidad, Dover, Delaware está
situada 1.5 km al sureste de la Dover
Air Force Base y aproximadamente 82
km al sur de Wilmington, DE. De las
tres localidades, Lewes es la más
alejada de zonas urbanas.
Figura 3. Sitios de muestreo y de irrigación
por “spray”
7
Los PUFs y los filtros fueron extraídos con disolventes orgánicos y los extractos se
analizaron por cromatografía de gases acoplada a espectrometría de masas en el
modo de ionizacion química negativa. En todas las muestras se analizaron los 4
congéneres representativos del penta-BDE (BDE-47, -99, -100 y -154) y 30
congéneres de mono- a hepta-BDE fueron analizados en 20 muestras
representativas utilizando el método de dilución isotópica (Ackerman et al. 2005).
Se incluyeron spike recoveries y blancos.
RESULTADOS y DISCUSION
Presencia de PBDEs en muestras de aire
Los PBDEs fueron detectados en el 75 % (n=240) de las muestras (fase gaseosa
+ partículas), lo que indica que estos contaminantes son ubicuos en la región. De
las tres localidades, los PBDEs fueron detectados con mayor frecuencia en Lewes
(98%) seguido por Dover (77%) y Horn Point (52%). En la fase gaseosa, los
congéneres detectados más frecuentemente fueron 99 > 47 > 100, excepto en
Dover, donde BDE-47 fue detectado con mayor frecuencia que BDE-99. BDE-154
no se detectó en la fase gaseosa y BDE-28 fue el único congénere detectado en
esta fase en concentraciones traza (< 10 pg/m3) en 25% de las muestras (n=20).
Los PBDEs se detectaron con menos frecuencia en las partículas. Los BDEs 47 y
99 se encontraron en menos del 5% de las muestras en Horn Point y Dover, pero
en el 40-50% de las muestras de Lewes. BDE-47 fue el congénero dominante en
Lewes and Dover. BDE-100 y BDE-154 se encontraron sólo en algunos filtros en
Lewes. La presencia de PBDEs en Lewes, especialmente en las partículas, fue un
resultado completamente inesperado, considerando que es la localidad más
remota.
Distribución Espacial y Temporal
La Tabla 2 presenta los resultados de las tres localidades en forma condensada.
Como ocurre con otros contaminantes semivolátiles, las concentraciones fueron
más elevadas en el verano. El promedio de las concentraciones totales de PBDEs
(ΣPBDE) en Horn Point y Dover (10-19 pg/m3) son comparables a los 5-15 pg/m3
que se han reportado en otras zonas rurales de la región de los Grandes Lagos (8)
y el sur de Ontario (9). Asimismo, en Dover las concentraciones de BDE-47 son
mucho más elevadas, lo que sugiere que Horn Point representa valores
“background” de PBDEs en la atmósfera de la región mientras que Dover
representa también valores background pero con la influencia de una fuente local.
En contraste, los valores de ΣPBDE en la fase gaseosa en Lewes (174 pg/m3) son
mucho más elevados incluso que los reportados en zonas urbanas como Chicago
(52 pg/m3). Estos valores son sorprendentes teniendo en cuenta que es una
localidad remota y sin actividad industrial. Las altas concentraciones observadas y
su detección frecuente en las partículas sugieren la existencia de fuentes locales
en Lewes.
8
Tabla 2. Concentración promedio de los PBDEs (pg/m3) en el aire de la península
de Delmarva en comparación con estudios previos.
This study
3 remote
b
sites
Rural site
a,c
(Ontario)
1997-1999
1997-1999
Jan-June 2002
(n=12)
(n=12)
Horn Point
Dover
Chicago
2001-2003
2001-2003
2002-2003
(n=95)
(n=98)
(n=47)
d
d
d
b
d
Mean
Max
Mean
Max
Mean
Max
Mean
Mean
Avg
175
26
17
ND
174
671
178
73
ND
912
9.7
5.3
5.4
ND
10
26
26
5.4
ND
57
17
7.7
5.3
ND
19
52
17
5.3
ND
64
33
16
2
0.41
52
2.9 - 8.4
2.1 - 5.3
0.3 - 0.8
0.1 - 0.2
5.5 - 15
4.6
4.3
nd
nd
BDE-47
BDE-99
BDE-100
BDE-154
ΣPBDE
Gaseous phase concentrations only
b
Strandberg et al . (8 ) (gaseous + particulate phase)
c
Gouin et al . (9 )
d
Great lakes region
Lewes
d
a
a
geometric means
Análisis de resultados
Las concentraciones de los BDEs fueron analizadas con la ecuación modificada
de Clausius-Clapeyron (15):
⎛1⎞
LnP = a0 + a1 ⎜ ⎟ + a2t + b1 cos(WD ) + b2 sin (WD ) + b3 (LnWS )
⎝T ⎠
Utilizando este análisis, se puede evaluar la dependencia de la concentración del
compuesto de interés con la temperatura (T, K), el tiempo (t, en días julianos), la
presión parcial (P, atm) y la velocidad y dirección del viento. El coeficiente a1 (=ΔH/R) representa la entalpía del equilibrio de intercambio aire-partícula (ΔH, kJ) y
a2 es una constante de primer orden. WD y WS representan la dirección y
velocidad del viento. El análisis de los resultados indica una clara dependencia
con la T y valores de entalpía muy por debajo de los valores de equilibrio
determinados por otros autores. Estos resultados son evidencia de la presencia
de una fuente local de PBDEs en Lewes. Nuestros resultados también muestran
claramente que las concentraciones en la región están en aumento y se duplican
en Lewes (t2=Ln(2)/a2) cada 1.1 años en el caso de BDE-47 y cada 1.7 en los
casos de BDE-99 y BDE-100.
Para poder identificar la fuente local, se realizaron análisis de trayectoria (Back
Trajectory Analysis) utilizando el modelo HYSPLIT (Hybrid Single-Particle
Lagrangian Integrated Trajectory) de la National Oceanic and Atmospheric
Administration (NOAA) (Draxlet et al., 2003). Se generaron trayectorias para el
55% de los dias de muestreo en Lewes (n=95) y para días selectos en los casos
de Horn Point y Dover (10 en cada sitio). (Figura 4).
9
Figura 4. Trayectorias (48 h; 10 m de altitud) para Lewes adquiridas con el modelo de
transporte y dispersión HYSPLIT (NOAA).
4/23/02
4/16/02
3
3
4/30/02
3
Conc. (pg/m )
BDE-47
BDE-99
BDE-100
Conc. (pg/m )
BDE-47
BDE-99
BDE-100
Conc. (pg/m )
BDE-47
BDE-99
BDE-100
gas
particulate
571
13
178
18
67
ND
gas
particulate
5.4
ND
ND
ND
ND
ND
gas
particulate
51
5.9
10
30
10
ND
5/28/02
3
Conc. (pg/m )
BDE-47
gas
particulate
246
10
BDE-99 BDE-100
39
9.3
100
ND
6/04/02
3
Conc. (pg/m )
BDE-47
gas
particulate
42
ND
BDE-99 BDE-100
8
ND
ND
ND
6/11/02
3
Conc. (pg/m )
BDE-47
gas
particulate
277
1.8
BDE-99 BDE-100
43
2.7
20
ND
Los resultados sugieren que las concentraciones en Lewes están altamente
influenciadas por masas de aire que provienen del oeste y el sur. Al estudiar el
uso de aguas residuales para el riego en la localidad, se identificaron varios sitios
en los que el riego se hace en forma de spray (conocidas como “spray irrigation
facilities”) y que están localizados al sur y al oeste de Lewes. De especial
relevancia es la presencia de una planta de tratamiento a aproximadamente 6 km
al sureste del sitio de muestreo que tiene una capacidad de 1.7 a 4 millones de
galones diarios. Es la planta más grande de la península y el agua se utiliza para
irrigación por el método anterior durante un mínimo de 8 horas diarias
Adicionalmente, el cálculo con el modelo de Wu et al. 2003, indican que la
volatilización de PBDEs provenientes de estos sitios es consistente con las
concentraciones observadas.
CONCLUSIONES
Los estudios realizados indican que los contaminantes estudiados son ubicuos en
el medio ambiente y pueden encontrarse tanto en zonas urbanas como en zonas
remotas. El aumento mundial en la demanda de agua y la necesidad de su
reutilización contribuyen a la distribución de estos contaminantes en el medio
ambiente. Hay una necesidad de continuar el desarrollo de técnicas analíticas
para la cuantificar estos contaminantes emergentes, así como el estudio de
tecnologías para su eliminación.
10
AGRADECIMIENTOS
Estos estudios se han realizado gracias a un convenio entre la Universidad de
Maryland y el USDA. El Maryland Water Resources Research Center y el North
Atlantic Cooperative Institute For Coastal and Estuarine Environmental Technology
(CICEET) han contribuido también a financiar estos estudios.
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