Programa de las Naciones Unidas
para el Medio Ambiente
Productos Químicos
Sudamérica
oriental y occidental
INFORME REGIONAL
Evaluación
regional
sobre
sustancias
Puede solicitar un ejemplar del presente informe en:
UNEP Chemicals,
11-13, chemin des Anémones
CH-1219 Châtelaine, GE
Suiza
Tel : +41 22 917 1234
Fax : +41 22 797 3460
E-mail: chemicals@unep.ch
Diciembre de 2002
persistentes
http://www.chem.unep.ch
PNUMA Productos Químicos forma parte de la División de Tecnología,
Printed at United Nations, Geneva
Industria y Economía del PNUMA
GE.03-01557July 2003300
UNEP/CHEMICALS/2003/7
F o n d o p a r a e l M e d i o A m b i e n t e M u n d i a l
PROGRAMA DE LAS
NACIONES UNIDAS PARA EL
MEDIO AMBIENTE
PRODUCTOS QUÍMICOS
Evaluación regional sobre
sustancias tóxicas persistentes
Argentina, Bolivia, Brasil, Chile, Ecuador,
Paraguay, Perú, Uruguay
INFORME REGIONAL DE
SUDAMÉRICA ORIENTAL Y
OCCIDENTAL
DICIEMBRE DE 2002
FONDO PARA EL MEDIO
AMBIENTE MUNDIAL
i
El presente informe ha sido financiado por el Fondo para el Medio Ambiente Mundial (FMAM), por
medio de un proyecto mundial, y cofinanciado por los gobiernos de Australia, Estados Unidos de
Norteamérica, Francia, Suecia y Suiza.
Esta publicación se ha realizado dentro del marco del Programa Interinstitucional para la Gestión
Racional de las Sustancias Químicas (IOMC).
Esta publicación tiene por objeto servir de guía. Si bien la información aquí proporcionada se
considera veraz, el PNUMA se deslinda de toda responsabilidad por posibles inexactitudes u
omisiones así como de cualquier consecuencia derivada de las mismas. El PNUMA y las personas
que han participado en la elaboración de este estudio declinan toda responsabilidad por lesiones,
pérdidas, daños o perjuicios de cualquier tipo que puedan haberse ocasionado por la forma en que
se haya entendido la información contenida en esta publicación.
Los términos empleados y la presentación del material de este estudio no implican de parte de la
Secretaría de las Naciones Unidas ni del PNUMA opinión alguna respecto de la situación jurídica de
cualquier país, territorio, ciudad o región, ni de ninguna de sus autoridades, ni respecto de la
delimitación de sus fronteras o límites geográficos.
El Programa Interinstitucional para la Gestión Racional de las Sustancias Químicas (IOMC)
fue creado en 1995 por el PNUMA, la OIT, la FAO, la OMS, la ONUDI y la OCDE
(Organizaciones Participantes) siguiendo las recomendaciones formuladas en la Conferencia
de las Naciones Unidas sobre el Medio Ambiente y el Desarrollo de 1992 para intensificar la
cooperación e incrementar la coordinación en materia de seguridad de las sustancias
químicas. En enero de 1998, el UNITAR se incorporó oficialmente al IOMC como organización
participante. El objetivo del IOMC es promover la coordinación de las políticas y actividades
de las organizaciones participantes, realizadas conjuntamente o por separado, con miras a
lograr una gestión racional de las sustancias químicas en relación con la salud humana y el
medio ambiente.
Se autoriza a citar o reproducir el contenido de esta publicación con los debidos créditos y la
referencia del número de documento. Deberá enviarse a PNUMA Productos Químicos una separata o
ejemplar de la publicación en que conste la cita del presente estudio.
PNUMA
PRODUCTOS
QUÍMICOS
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ii
ÍNDICE
ÍNDICE III
PREFACIO .......................................................................................VI
RESUMEN EJECUTIVO..................................................................VII
1
INTRODUCCIÓN....................................................................... 1
1.1
PANORAMA GENERAL DEL PROYECTO EVALUACIÓN REGIONAL SOBRE STP.....1
1.1.1 Objetivos.......................................................................................................................................... 1
1.1.2 Resultados ........................................................................................................................................ 1
1.2 METODOLOGÍA.......................................................................................................................2
1.2.1 Divisiones
regionales ....................................................................................................................... 2
1.2.2
Dirección del proyecto..................................................................................................................... 2
1.2.3
Procesamiento de datos.................................................................................................................... 2
1.2.4
Recopilación de información y estructura de la base de datos......................................................... 2
1.2.5
Financiamiento del proyecto............................................................................................................ 3
1.3 ÁMBITO DE LA EVALUACIÓN REGIONAL DE SUDAMÉRICA ORIENTAL Y
OCCIDENTAL...........................................................................................................................3
1.3.1 Evaluaciones
existentes ................................................................................................................... 4
1.3.2 Vínculos
y
colaboración interregionales.......................................................................................... 4
1.3.3 Omisiones/deficiencias .................................................................................................................... 4
1.4 DEFINICIONES
GENERALES
DE PRODUCTOS QUÍMICOS.............................................4
1.4.1 Plaguicidas ....................................................................................................................................... 4
1.4.2 Compuestos
industriales .................................................................................................................. 7
1.4.3
Compuestos específicos de la Región.............................................................................................. 8
1.5
DEFINICIÓN DE LA REGIÓN DE SUDAMÉRICA ORIENTAL Y OCCIDENTAL..........10
1.6
CARACTERIZACIÓN FÍSICA Y GEOGRÁFICA ................................................................12
1.6.1 Descripción
climática
y geográfica de la Región........................................................................... 12
1.6.2 Entornos
de
aguas
dulces en América del Sur ............................................................................... 14
1.6.3
Entorno marino de América del Sur .............................................................................................. 15
1.6.4
Patrones de desarrollo/asentamiento y consumo de energía .......................................................... 15
1.7 REFERENCIAS........................................................................................................................17
2
CARACTERIZACIÓN DE FUENTES ...................................... 18
2.1
ANTECEDENTES SOBRE FUENTES DE STP.....................................................................18
2.2
RECOLECCIÓN DE DATOS Y CONTROL DE LA CALIDAD ..........................................18
2.3
PRODUCCIÓN, USO Y EMISIÓN.........................................................................................18
2.3.1 Plaguicidas ..................................................................................................................................... 18
2.3.2
Productos químicos industriales..................................................................................................... 19
2.3.3
Subproductos no intencionales....................................................................................................... 20
2.3.4
Otras STP de reciente preocupación .............................................................................................. 20
2.4 PUNTOS
CRÍTICOS................................................................................................................21
2.5 DATOS
FALTANTES .............................................................................................................22
2.6
RESUMEN DE LAS FUENTES REGIONALES MÁS IMPORTANTES .............................22
2.7 FUENTES
DE
PRIORIDAD REGIONAL ..............................................................................22
2.8 REFERENCIAS........................................................................................................................23
iii
3
NIVELES AMBIENTALES, CARACTERIZACIÓN
TOXICOLÓGICA Y ECOTOXICOLÓGICA ............................. 24
3.1 NIVELES
Y
TENDENCIAS....................................................................................................24
3.1.1
STP en aire..................................................................................................................................... 24
3.1.2
STP en suelos................................................................................................................................. 27
3.1.3
STP en ambientes de agua dulce.................................................................................................... 30
3.1.4
STP en animales............................................................................................................................. 33
3.1.5
STP en alimentos para seres humanos ........................................................................................... 37
3.2
STP EN SERES HUMANOS ...................................................................................................44
3.2.1 Plaguicidas
clorados....................................................................................................................... 45
3.2.2 PCB................................................................................................................................................ 46
3.3 EFECTOS
ECOTOXICOLÓGICOS........................................................................................46
3.4 CONCLUSIONES ....................................................................................................................46
3.5 RESUMEN ...............................................................................................................................47
3.5.1 Aire ................................................................................................................................................ 47
3.5.2 Suelos............................................................................................................................................. 47
3.5.3 Aguas ............................................................................................................................................. 48
3.5.4 Sedimentos..................................................................................................................................... 48
3.5.5 Animales ........................................................................................................................................ 48
3.6 REFERENCIAS........................................................................................................................49
4
EVALUACIÓN DE LAS PRINCIPALES TRAYECTORIAS DEL
TRANSPORTE DE CONTAMINANTES ................................. 58
4.1 INTRODUCCIÓN ....................................................................................................................58
4.1.1
Características de la Región........................................................................................................... 58
4.2
PANORAMA DE LOS PROGRAMAS DE MODELACIÓN Y FUTUROS PROYECTOS .59
4.2.1 Introducción ................................................................................................................................... 59
4.2.2
Modelos de estado estable: análisis de reparto y modelos afines .................................................. 60
4.3
EVIDENCIA EXPERIMENTAL DEL TRANSPORTE A GRANDES DISTANCIAS .........61
4.4 CONCLUSIONES ....................................................................................................................62
4.5 REFERENCIAS........................................................................................................................63
5
EVALUACIÓN PRELIMINAR DE LA CAPACIDAD REGIONAL
Y LA NECESIDAD DE GESTIÓN DE STP ............................. 65
5.1 INTRODUCCIÓN ....................................................................................................................65
5.2
ESTRUCTURAS DE REGLAMENTACIÓN Y GESTIÓN EXISTENTES...........................65
5.2.1
Reglamentación y gestión de STP en Argentina............................................................................ 65
5.2.2
Reglamentación y gestión de STP en Bolivia................................................................................ 66
5.2.3
Reglamentación y gestión de STP en Brasil .................................................................................. 66
5.2.4
Reglamentación y gestión de STP en Chile ................................................................................... 67
5.2.5
Reglamentación y gestión de STP en Ecuador .............................................................................. 68
5.2.6
Reglamentación y gestión de STP en Paraguay............................................................................. 68
5.2.7
Reglamentación y gestión de STP en Perú .................................................................................... 69
5.2.8
Reglamentación y gestión de STP en Uruguay.............................................................................. 69
5.2.9 Evaluación
regional ....................................................................................................................... 71
5.3
SITUACIÓN DE LA VIGILANCIA DEL CUMPLIMIENTO ...............................................71
5.4
ALTERNATIVAS O MEDIDAS DE REDUCCIÓN ..............................................................71
5.5 TRANSFERENCIA
DE
TECNOLOGÍA.................................................................................72
iv
5.5.1
Determinación de obstáculos ......................................................................................................... 72
5.6
IDENTIFICACIÓN DE NECESIDADES................................................................................72
5.7 CONCLUSIONES ....................................................................................................................73
6
RESULTADOS FINALES Y RECOMENDACIONES.............. 74
6.1
DETERMINACIÓN DE PRIORIDADES ...............................................................................74
6.1.1
Caracterización de fuentes ............................................................................................................. 74
6.1.2
Niveles ambientales, caracterización toxicológica y ecotoxicológica ........................................... 74
6.1.3
Evaluación de las principales trayectorias del transporte de contaminantes.................................. 74
6.1.4
Capacidad regional y necesidad de gestión de STP ....................................................................... 75
6.2 RECOMENDACIÓN
PARA
ACTIVIDADES FUTURAS.....................................................75
6.2.1
Niveles ambientales, caracterización toxicológica y ecotoxicológica ........................................... 75
6.2.2
Principales trayectoras del transporte de contaminantes................................................................ 76
6.2.3
Capacidad regional y necesidad de gestión de STP ....................................................................... 76
ANEXO I: LISTA DE ABREVIATURAS ......................................... 77
ANEXO II: LISTA DE PARTICIPANTES........................................ 79
ANEXO III: JERARQUIZACIÓN DE PRIORIDADES....................... 2
ANEXO IV: ESTUDIO MONOGRÁFICO: STP EN EL ESTUARIO
DEL RIO DE LA PLATA ........................................................... 4
v
PREFACIO
El presente informe forma parte del trabajo realizado dentro del marco del proyecto Evaluación regional sobre
sustancias tóxicas persistes, dirigido por la División de Productos Químicos del Programa de las Naciones
Unidas para el Medio Ambiente Mundial y encomendado mediante contrato al Centro EULA-Chile,
Universidad de Concepción, Chile, y al Equipo Regional: Dr. Ricardo Barra Coordinador Regional
(Universidad de Concepción, Chile) Dr. Juan Carlos Colombo (Universidad de La Plata, Argentina), Dr.
Wilson Jardim (Universidad de Campinas, Brasil), Dra. Nadia Gamboa (Universidad Católica de Perú, Perú) y
Dra. Gabriela Eguren (Universidad de La República, Uruguay).
Varias personas contribuyeron a la elaboración del informe, entre ellas colegas de los ocho países integrantes
de la Región, quienes participaron activamente en los talleres técnicos y proporcionaron datos y opiniones muy
valiosas para que el informe reflejara mejor la situación real de la Región en materia de Sustancias Tóxicas
Persistentes.
Reconocemos que el informe no presenta todos los datos existentes sobre STP. Varias dependencias
gubernamentales nos brindaron acceso a sus bases de datos, pero otras no. Por lo tanto, el informe constituye el
análisis de datos disponibles (es decir, a los que se tuvo acceso) sobre STP. Por lo que sabemos, éste es el
primer esfuerzo de recopilación y análisis de información dentro de la Región definida como Sudamérica
Oriental y Occidental. Vaya nuestro agradecimiento a PNUMA-Productos Químicos y al FMAM por hacer
posible este proyecto, y esperamos que el presente trabajo constituya un punto de partida de otros proyectos e
investigaciones.
Ricardo Barra
Juan Carlos Colombo
Nadia Gamboa
Gabriela Eguren
Wilson Jardim
Noviembre de 2002
vi
RESUMEN EJECUTIVO
1. INTRODUCCIÓN
El presente informe representa un esfuerzo de recopilación de datos sobre sustancias tóxicas persistentes (STP)
en la Región Sudamérica Oriental y Occidental (Región XI). Es el primer intento por reunir un vasto conjunto
de datos y analizar la información de ocho países: Argentina, Bolivia, Brasil, Chile, Ecuador, Paraguay, Perú y
Uruguay. En la Región hay una gran variedad de ecosistemas y condiciones climáticas, y diferentes patrones de
uso y eliminación de productos químicos, tanto en la agricultura como en la industria.
Esta evaluación del PNUMA sobre STP en América del Sur se basa en la recopilación de datos de diversas
fuentes, publicaciones internacionales arbitradas, informes gubernamentales, contribuciones de investigadores
independientes de diferentes países de la Región y en cuestionarios aplicados por el Equipo Regional.
2. PRINCIPALES RESULTADOS DEL INFORME
Al igual que la mayoría de las regiones del mundo, la Región de Sudamérica ha sido afectada por STP
provenientes de diversas fuentes, por ejemplo, del uso de plaguicidas para fines agrícolas o sanitarios,
productos químicos industriales como PCB, de gran uso en la Región, y subproductos industriales (dioxinas y
furanos). Una de las fuentes más específicas de STP es quizás la gran cantidad de combustión de biomasa. En
la Región aún hay algunas áreas de preocupación (puntos críticos).
La contaminación asociada al uso de DDT y aldrina, dieldrina y endrina (drinas) es muy común en los países de
la Región. Sin embargo, la distribución geográfica de la información disponible no es uniforme en la Región.
Hay sesgos obvios en la información recopilada, que tiende a reflejar la situación de las áreas contaminadas.
2.1. Fuentes
Hay escasa información sobre las fuentes de contaminación en la Región y, si la hay, por lo general no está a
disposición pública. Asimismo, no se dispone de información sobre la cantidad de plaguicidas clorados
utilizados en la Región antes de su prohibición, pero algunos países tienen datos sobre plaguicidas importados.
Se producían varias STP en la Región XI (sobre todo en Brasil y Argentina), aun después de haber sido
proscritas y prohibidas en Europa y América del Norte. El legado de esta actividad industrial, por consiguiente,
se observa en varias áreas que ahora se consideran puntos críticos, o "altamente contaminados".
En la Región se hacen estimaciones de productos y subproductos químicos industriales. Por ejemplo, Uruguay
publicó el primer inventario sobre dioxinas y furanos, y otros países han comenzado a preparar inventarios
sobre PCB.
Aspectos más importantes de las fuentes
o Los plaguicidas clorados siguen siendo un problema porque algunos se utilizan todavía en la Región
(ej., lindano y endosulfán).
o La fuente principal de bifenilos policlorados (PCB) son los aceites contaminados en equipos
eléctricos (en uso o almacenados), pero no se descartan otros usos. Aún se desconoce la cantidad
total de PCB en la Región, pero algunos países han emprendido inventarios nacionales. Se ha
registrado una cantidad estimada de 131,000 toneladas, pero debe considerarse sólo como una
cantidad preliminar pues los inventarios aún no están terminados.
o Prácticamente todas las fuentes conocidas de dioxinas y furanos descritas en las publicaciones
científicas están presentes en la Región. Lamentablemente, por ahora sólo pueden realizarse algunas
estimaciones de emisiones de dioxinas y furanos. En el primer taller regional se encareció a usar el
instrumental elaborado por el PNUMA, sugiriéndose, sin embargo, que se evalúen los factores de
emisión antes de pretender hacer estimaciones confiables. Utilizando una correlación con emisiones
de CO2, se estimó que el total de emisiones en la atmósfera es de 722 g TEQ/año. Esta cantidad es
menor que las de algunos países industrializados (por ejemplo, Francia).
o No hay pruebas concluyentes del papel de la combustión de biomasa (intencional o no intencional),
una práctica muy común en la Región, como fuerte importante de dioxinas y furanos.
o En cuanto a prioridades, se logró un consenso general sobre la necesidad imperiosa de evaluar las
fuentes de PCB, dioxinas y furanos y PAH en la Región.
vii
2.2. Niveles, tendencias y efectos de la contaminación
La información regional sobre concentraciones ambientales es heterogénea, sumamente polarizada hacia
algunos elementos medioambientales y con escasas evaluaciones de tendencias temporales y espaciales.
Niveles atmosféricos
Se obtuvieron muy pocos datos de muestras de aire. Algunos de ellos hacen referencia a los niveles de PAH en
partículas atmosféricas de zonas urbanas (Santiago de Chile, Sao Paulo, Buenos Aires, La Plata). Teniendo en
cuenta que más del 75% de la población total de la Región vive en asentamientos urbanos, los PAH representan
una grave amenaza para la salud humana en zonas densamente pobladas. Los niveles registrados son similares a
los de las ciudades muy industrializadas. Como se ha mencionado, los PAH son compuestos preocupantes
porque en toda la Región hay fuentes de emisión. Por eso se debería recopilar más información en las grandes
zonas urbanas. No hay estimaciones de plaguicidas en el aire. Los pocos datos sobre dioxinas, furanos y PCB
indican valores inferiores a los registrados en el Hemisferio Norte.
Niveles en suelos
Los datos existentes se refieren sobre todo a plaguicidas clorados (Chile, Brasil) y, en algunos casos, a PAH. En
Brasil se detectaron algunos puntos críticos, relacionados principalmente con sitios industriales contaminados
en donde se producían HCH y aldrina. En Chile, un estudio nacional realizado por el Instituto Nacional de
Investigaciones Agropecuarias (INIA) a principios de los años 1990 registró niveles bajos de plaguicidas
clorados en suelos agrícolas, y concluyó que la prohibición de estos compuestos durante los años 1980 resultó
efectiva. Sin embargo, la alta frecuencia de detecciones en varias partes del país demuestra que la
contaminación es generalizada. No se han producido más datos.
Niveles en agua y sedimentos
Éstos presentan una gran variedad de valores de STP, muy sesgados por efecto de los valores altos de zonas
industrializadas y urbanas como las del río de La Plata (Argentina y Uruguay), Río de Janeiro (Brasil) y el río
Biobío (Chile), cuyos valores críticos exceden por mucho los parámetros internacionales.
Niveles en biota
La biota es un objetivo para análisis de STP y, en general, las concentraciones en ella dependen del nivel
trófico es común encontrar concentraciones más elevadas en depredadores del nivel superior, como aves
piscívoras y mamíferos marinos. Existe una base de datos heterogénea sobre niveles de STP en biota,
representada principalmente por datos en bivalvos y peces. Los resultados del programa de Vigilancia del
Mejillón señalan algunas zonas críticas en Argentina (Río de la Plata), Brasil (Recife) y Chile (Punta Arenas).
Los datos disponibles sobre peces también confirman el nivel elevado de contaminación con STP en zonas
industriales-urbanas. Otro factor no considerado es que la biota migratoria puede representar un mecanismo
importante de transporte de STP dentro y fuera de la Región.
Niveles en alimentos
La mayor parte de la información está relacionada con niveles de plaguicidas en alimentos, sobre todo
productos lácteos, pescado, carne, aceites, pollo, verduras, etc. Los plaguicidas detectados con mayor
frecuencia son DDT, HCH, drinas, heptacloro y endosulfán. En general, los datos reflejan una tendencia a la
disminución, sobre todo en el caso del DDT, en los últimos años. Se han registrado pocos datos sobre PCB y
dioxinas y furanos en productos alimenticios.
Niveles en seres humanos
Los niveles registrados de plaguicidas por exposición en el lugar de trabajo son muy altos, pero la base de datos
es relativamente antigua, pues los datos fueron registrados hace más de diez años. Se estima que la prohibición
y reglamentación de plaguicidas durante los últimos años ha reducido los niveles de estos productos en seres
humanos. Se ha estudiado poco la exposición relativa a la dieta de seres humanos a través de la cadena
alimentaria. A pesar de la falta de información sobre los hábitos alimenticios en la Región, es bien sabido que
más del 90% de la ingesta total potencial de dioxinas y furanos proviene de la alimentación; y lo mismo sucede
con los los PCB. Dada la exposición potencial a estos contaminantes en la Región, es urgente realizar análisis y
vigilancia de productos alimenticios. No se recopilaron datos sobre efectos de STP en seres humanos. Hay una
preocupación y una necesidad obvias de evaluar no sólo los efectos agudos, que ya han sido bien descritos, sino
también los efectos crónicos, sobre los que existe poca información.
2.3. Riesgos potenciales
Reciclado de sustancias STP y uso ilícito de las mismas
viii
Liberación de STP por accidentes durante la producción, transporte, eliminación de desechos y
almacenamiento, en particular en los vertederos existentes (ej., lixiviado de rellenos sanitarios).
Mayor deposición de STP de la atmósfera hacia zonas frías, vírgenes y montañosas
Exposición en el lugar de trabajo e ingesta a través de alimentos
Carencias en la legislación
2.4. Zonas geográficas objeto de preocupación
En la Región los contaminantes están distribuidos de forma generalizada, pero no uniforme. La variación
geográfica de los niveles se debe a fuentes puntuales de contaminación, que lleva a contaminación local en
lugares de asentamientos industriales y urbanos (ej., en el río de La Plata, Biobío, y las ciudades de Sao Paulo y
Río de Janeiro). Desgraciadamente, los datos de algunos países como Paraguay y Bolivia son muy escasos, lo
que indica la necesidad urgente de promover actividades de vigilancia en la Región. Varios ecosistemas
importantes de la Región no están representados en la base de datos (ej., cordillera de los Andes, Amazonas,
Patagonia, regiones montañosas de Ecuador, Perú y Bolivia) y, por lo tanto, no se puede establecer una
conclusión sobre los niveles ambientales en esas grandes zonas.
En la Región de Sudamérica se encuentran algunas zonas de preocupación mundial como la del Amazonas y el
Pantanal, el humedal más grande del planeta. Además, la cuenca del Sao Francisco, Paraguay-Paraná-río de la
Plata y las cuencas de ríos que desembocan en el Océano Pacífico constituyen posibles rutas importantes de
transporte de STP.
2.5. Carencias en la información actual
Se sabe poco sobre las trayectorias del transporte y eliminación de STP, en particular para determinar los
contaminantes en zonas específicas y para conocer los procesos de retención en sedimentos. También es
necesario conocer las fuentes, niveles y tendencias locales de las STP en la Región. La información recopilada
en este informe está sesgada por los datos de las ciudades principales de Brasil, Argentina y Chile; y no hay
información disponible en países como Paraguay, Bolivia y Ecuador.
Se carece de información sobre emisiones de STP de procesos de combustión y de agricultura de roza y quema,
actividades muy comunes en toda la Región. Se necesita información sobre efectos combinados por cambio
climático y trayectorias de contaminantes, además de mejores modelos de evaluación. Los modelos existentes
sobre cambio climático y procesos de transporte no poseen la resolución ni la exactitud necesarias para evaluar
de manera exhaustiva las consecuencias ambientales de emisiones antropógenas en la Región.
La información actual sobre la entrada de STP en ecosistemas costeros a través de ríos es insuficiente. Hay que
recordar que la mayoría de la población vive cerca de las costas; por eso, los niveles de STP en esas áreas
deberían ser prioritarios. Los ecosistemas de aguas dulces, principalmente los grandes ríos, representan las
trayectorias más importantes de transporte dentro y fuera de la Región. No se ha dado suficiente uso a los
trazadores naturales y antropógenos para simular contaminantes y diferenciar fuentes. No hay estudios
científicos sobre el comportamiento de las STP y sus trayectorias en biota y seres humanos por conducto de los
alimentos en los medios marinos y de aguas dulces.
Asimismo, se sabe que hay una carencia de información ecotoxicológica y toxicológica disponible en relación
son las STP.
2.6 Recomendaciones para actividades futuras
En comparación con los receptores, se ha prestado muy poca atención a la identificación y cuantificación de
fuentes de STP. Se recomienda a las dependencias ambientales gubernamentales la necesidad de un programa
más exhaustivo de evaluación de fuentes. La evaluación toxicológica y ecotoxicológica de STP es otro aspecto
de preocupación que requiere más atención en el futuro. Conocer el destino de las STP en áreas remotas es una
necesidad estratégica de la Región. Debería fortalecerse en la Región el desarrollo de tecnologías para el debido
almacenamiento y destrucción final de STP.
ix
1 INTRODUCCIÓN
1.1 PANORAMA GENERAL DEL PROYECTO EVALUACIÓN REGIONAL SOBRE STP
Siguiendo las recomendaciones del Foro Intergubernamental sobre Seguridad en materia de Sustancias
Químicas, el Consejo de Administración del PNUMA decidió en febrero de 1997 (Decisión 19/13 C) que debía
emprenderse acción inmediata a escala internacional para proteger la salud humana y el medio ambiente
adoptando medidas para reducir o eliminar las emisiones y descargas de un primer grupo de doce
contaminantes orgánicos persistentes (COP). Para ello se estableció un Comité Intergubernamental de
Negociación (CIN) cuyo mandato fue elaborar un instrumento internacional vinculante para emprender una
acción internacional contra ciertos contaminantes orgánicos persistentes. Esta serie de negociaciones culminó
en 2001 con la adopción del Convenio de Estocolmo. Las primeras doce sustancias que entran en las categorías
prescritas y que han sido seleccionadas en el Convenio de Estocolmo son: aldrina, endrina, dieldrina, clordano,
DDT, toxafeno, mirex, heptacloro, hexaclorobenceno, PCB, dioxinas y furanos. Además de estas doce, existen
muchas otras sustancias que corresponden a los criterios antes mencionados y cuyas fuentes, concentraciones y
efectos en el medio ambiente deben ser evaluados.
Las sustancias tóxicas persistentes pueden ser sustancias fabricadas para uso en diversos sectores industriales,
plaguicidas o subproductos de procesos industriales y de la combustión. Hasta ahora, su evaluación científica se
ha concentrado principalmente en efectos específicos en la salud y el medio ambiente a nivel local o regional,
sobre todo en puntos de mayor intensidad como la región de los Grandes Lagos de América del Norte o el Mar
Báltico.
1.1.1 Objetivos
Se precisa una evaluación científica de la naturaleza y magnitud de los riesgos que las sustancias tóxicas
persistentes imponen al medio ambiente y sus recursos, evaluación que orientará a la comunidad internacional
en cuanto a prioridades para futuras actividades de rehabilitación y prevención. La evaluación permitirá
determinar las prioridades de intervención y, mediante la aplicación de un análisis de rastreo del origen, tratará
de señalar las medidas adecuadas para controlar, reducir o eliminar las emisiones de STP a escala nacional,
regional o mundial.
El objetivo del proyecto es efectuar una medición de la índole y gravedad relativa del daño y los riesgos que las
STP representan a nivel nacional, regional y, por último, mundial. Esta medición proporcionará al FMAM un
fundamento científico para establecer prioridades de acción frente a los problemas ambientales relacionados
con STP y para determinar hasta qué punto difieren las prioridades de cada región.
1.1.2 Resultados
Para la evaluación, el proyecto se basa en la recopilación e interpretación de los datos e información existentes.
No se realizará ninguna investigación para generar datos primarios, pero se efectuarán proyecciones para cubrir
los vacíos de datos/información y pronosticar riesgos para el medio ambiente. Las actividades propuestas
persiguen los siguiente objetivos:
Determinación de principales fuentes de STP a nivel regional
Impacto de las STP en el medio ambiente y la salud humana
Valoración del transporte transfronterizo de las STP
Estudio del origen de la problemática y de la capacidad de gestión de las STP a escala regional
Definición de las prioridades regionales sobre problemas ambientales relacionadas con las STP
Identificación de aspectos prioritarios relativos a las STP a nivel mundial.
El resultado del proyecto será una evaluación fundamentada de los riesgos que las sustancias tóxicas
persistentes imponen al medio ambiente y la salud humana. Las actividades que este proyecto emprenderá
comprenden una evaluación de las fuentes de sustancias tóxicas persistentes, sus niveles en el medio ambiente
y consiguiente impacto en la biota y seres humanos, sus formas de transporte a distintas distancias, las
alternativas existentes para su uso y opciones de rehabilitación, así como los obstáculos que impiden su debida
gestión.
1
1.2 METODOLOGÍA
1.2.1 Divisiones
regionales
Para efectos de este proyecto, se dividió el mapa del mundo en 12 regiones: Ártico, América del Norte, Europa,
Mediterráneo, África Subsahariana, Océano Índico, Asia Central y Nororiental (Noroeste del Pacífico), Asia
Suroriental y Sur del Pacífico, Islas del Pacífico, América Central y Caribe, Sudamérica Oriental y Occidental,
y Antártida.
1.2.2 Dirección del proyecto
El proyecto está a cargo de un Director de Proyecto, con domicilio en la División de Productos Químicos del
PNUMA, en Ginebra, Suiza. Un Grupo Directivo, integrado por representantes de organizaciones
gubernamentales afines, así como del sector industrial y no gubernamental, sigue el avance del proyecto y
proporciona orientación al director. Cada región está bajo control de un Coordinador Regional, asistido por
Equipo Regional que cuenta en promedio con cuatro miembros. El Coordinador Regional y el Equipo Regional
están a cargo de la puesta en marcha del proyecto, la recopilación de datos nacionales y la organización de una
serie de talleres técnicos y de establecimiento de prioridades para el análisis de datos regionales sobre STP.
Además de los doce COP del Convenio de Estocolmo, el Equipo Regional seleccionó otras sustancias para
evaluación en su región, y esta lista quedó sujeta a revisión en los diversos talleres que se organizaron durante
el proceso de evaluación. Cada Equipo Regional elabora un Informe Regional.
1.2.3 Procesamiento de datos
Se compilaron datos sobre fuentes, concentraciones ambientales, y efectos ecológicos y en seres humanos de
todas las fuentes disponibles. Se utilizaron las presentaciones de expertos regionales en los talleres técnicos
para la elaboración de los informes regionales. En los talleres sobre prioridades, a los que asistieron
representantes de cada país, se definieron las prioridades sobre STP con base en los riesgos y perjuicios
percibidos en cada Región. La información y las conclusiones presentadas en los doce informes regionales
servirán para elaborar un informe global sobre la situación de las STP en el medio ambiente.
El proyecto no pretende generar datos nuevos sino basarse en los datos existentes para establecer prioridades.
Para la recopilación de datos y posterior evaluación se estableció una amplia red con todos los sectores de la
sociedad. Se logró una cooperación estrecha con otros organismos intergubernamentales como la Comisión
Económica de las Naciones Unidas para Europa, la OMS, FAO, PNUD, y el Banco Mundial. La mayoría de
ellos tiene representantes en el Grupo Directivo, que sigue el avance del proyecto y revisa su puesta en marcha.
Se recibió información de los centros de coordinación del PNUMA, centros de coordinación sobre COP del
PNUMA, centros de coordinación nacionales seleccionados por los Equipos Regionales, el sector industrial,
dependencias gubernamentales, sector de investigación científica y ONG.
1.2.4 Recopilación de información y estructura de la base de datos
La tarea de recolección y compilación de datos se realizó siguiendo las recomendaciones presentadas en el
proyecto y desarrolladas durante las reuniones de las Equipos Regionales (Chile, abril 2001; Perú, mayo de
2002; Argentina, junio de 2002). Tras las primeras etapas de organización y difusión del proyecto, la
información recopilada fue clasificada según los elementos medioambientales y se reprodujo en los
correspondientes cuestionarios. Sólo se tomaron en cuenta los datos de publicaciones científicas o informes
técnicos. En vista de la escasez relativa de información, hubo que buscar un compromiso entre calidad de datos
y ausencia de información. Esta situación fue particularmente crítica en las zonas remotas y menos
desarrolladas.
Una vez contestados y verificados, los cuestionarios se completaron y enviaron por Internet a PNUMA
Productos Químicos en Ginebra. Los datos extraídos de cada cuestionario y agrupados por elemento
medioambiental fueron evaluados tomando en cuenta las diversas zonas geográficas y utilizando la resolución
espacial indicada en los mapas del proyecto por códigos numéricos individuales. De esta forma, los datos
fueron reducidos a promedios de área local para cada compartimento ambiental; no se promedió la información
de ecosistemas/ríos contrastados, es decir, se incluyó más de un dato para un mismo código geográfico.
La base de datos de la Región XI abarca un total de 3,694 cuestionarios, con una proporción más elevada que
proviene de Argentina, Brasil y Chile (Imagen 1). La información corresponde principalmente a plaguicidas
clorados que se han monitoreado durante más de 30 años en algunos países (Argentina, Brasil, Chile). Se
obtuvieron menos informes sobre PCB, PAH y, particularmente, dioxinas y furanos, que sólo recientemente se
han empezado a medir en algunas áreas de la Región. Esta tendencia se anticipaba por las dificultades analíticas
2
cada vez mayores y por los avances más recientes en las técnicas relativas a PCB y dioxinas y furanos, mientras
que los plaguicidas han sido determinados en forma sistemática. Por ello, la base de datos regional sobre STP
está muy sesgada hacia plaguicidas clorados, y entre ellos, sobre todo HCH, DDT, heptacloros y drinas
(aldrina, endrina y dieldrina). La información también está sesgada en lo que respecta a compartimentos
ambientales pues predominan los datos en animales, aguas, sedimento, alimentos y seres humanos.
Proporcionalmente se obtuvieron menos informes sobre aire, suelo y vegetación. Otra característica general de
la base de datos es el predominio evidente de información de zonas densamente pobladas e industrializadas (ej.,
Buenos Aires, Santiago, Sao Paulo), lo que refleja la preocupación respecto a los sitios de más riesgo (puntos
críticos). Por consiguiente, las zonas remotas y las que sufren poco impacto están subrepresentadas debido a la
ausencia de programas de vigilancia sistemáticos y exhaustivos. Las conclusiones deben, pues, interpretarse
dentro del contexto de estas limitaciones de datos y posiblemente correspondan a una situación peor de lo que
es.
Cuestionarios por país
1200
800
400
0
A
A
L
R
N° de formularios
IN
VI
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T
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N
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CHI
PERÚ
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ECUADO
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A
Datos por compartimento
s 1600
1200
800
400
de formulario
0
N°
AL
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S.HUMA
VEGET
SEDIME
Imagen 1.1 Número de cuestionarios por país y compartimento
1.2.5 Financiamiento del proyecto
El proyecto tiene un costo de aproximadamente 4.2 millones de dólares, aportados principalmente por el Fondo
para el Medio Ambiente Mundial (FMAM), con el patrocinio de países como Alemania, Australia, Estados
Unidos, Francia, Suecia y Suiza. El proyecto se elaboró entre septiembre de 2000 y abril de 2003 a fin de poder
presentar los informes a la primera reunión de la Conferencia de las Partes del Convenio de Estocolmo prevista
para 2003/4.
1.3 ÁMBITO DE LA EVALUACIÓN REGIONAL DE SUDAMÉRICA ORIENTAL Y
OCCIDENTAL
El objetivo de este informe es producir un primer análisis integral de los riesgos y peligros que representan las
STP para la salud humana y el medio ambiente en la Región XI. La Región de América del Sur definida en el
contexto del presente proyecto se compone de los siguientes países: Argentina, Bolivia, Brasil, Chile, Ecuador,
Paraguay, Perú y Uruguay. La Región XI es de gran envergadura, tanto en población como en recursos. Los
problemas de contaminación en la Región son muy complejos y, en gran medida, poco conocidos. Sin embargo,
en general se sabe que las STP se utilizaron mucho en la Región, según distintos patrones y con variable
intensidad, pero hasta ahora sólo se han elaborado unos cuántos informes para evaluar la magnitud del
problema.
3
1.3.1 Evaluaciones
existentes
Hasta ahora ha habido pocos esfuerzos para proporcionar una panorama integral de fuentes, niveles y efectos de
las STP en la Región. Un precedente a este respecto es la reciente publicación de una recopilación parcial de
estudios sobre COP en América Latina realizada por la Organización Panamerica de la Salud (Torres y col.,
2001). Por lo que sabemos, no se están realizando otros proyectos de evaluación regional en esta Región.
1.3.2 Vínculos y colaboración interregionales
Actualmente no hay redes o vínculos específicos sobre STP en la Región y el esfuerzo por establecer un equipo
regional de expertos, realizado por este proyecto, debería considerarse como un posible punto de partida. Un
precedente en este respecto es la red de Acción en Plaguicidas y Alternativas de América Latina (RAPAL), que
podría ser útil para fortalecer una red regional. Asimismo, varias estructuras de cooperación multilaterales del
MERCOSUR podrían ser útiles para tal fin.
1.3.3 Omisiones/deficiencias
Como ya se ha indicado, no existen informes exhaustivos sobre STP en la Región pero quizás existe
información parcial adicional en dependencias gubernamentales, sobre todo datos en bruto, notas e informes
técnicos. Las deficiencias del presente informe se deben principalmente a una falta de información fidedigna
sobre caracterización de fuentes, a la escasez de datos ambientales sobre PCDD y PCDF y de datos de
modelación transfronteriza de los efectos en la salud humana y ecosistemas. Además, hubo algunas dificultades
para encontrar a las personas y la información apropiadas en algunos países en que no había información
disponible sobre niveles y efectos ambientales. Sin embargo, la red regional creada por este proyecto debería
ayudar a vencer estas dificultades.
1.4 DEFINICIONES GENERALES DE PRODUCTOS QUÍMICOS
Esta evaluación abarca los doce Contaminantes Orgánicos Persistentes (COP) definidos en el Convenio de
Estocolmo (2001): aldrina, endrina, dieldrina, clordano, DDT, heptacloro, mirex, toxafeno, hexaclorobenceno,
PCB, dioxinas y furanos. Además de estas doce, existen muchas otras sustancias que corresponden a los
criterios antes mencionados y cuyas fuentes, concentraciones y efectos en el medio ambiente deben ser
evaluados. He aquí las otras sustancias que el equipo regional ha seleccionado para evaluación: HCH (lindano),
endosulfán, pentaclorofenol, PAH y compuestos orgánicos de mercurio. A continuación se presenta una breve
definición de cada una de estas sustancias.
1.4.1 Plaguicidas
1.4.1.1 Aldrina
Nombre químico: 1,2,3,4,10,10-Hexacloro-1,4,4a,5,8,8a-hexahidro-1,4-endo,exo-5,8- dimetanonaftaleno
(C12H8Cl6). Número de registro CAS: 309-00-2
Propiedades: Solubilidad en agua: 27 µg/L a 25° C; presión de vapor: 2.3 x 10-5 mm Hg a 20° C; log KOW:
5.17-7.4.
Descubrimiento/Usos: La aldrina se produce comercialmente desde 1950, y hasta principios de los años 1970
se utilizaba en todo el mundo para controlar las plagas de suelos como gusanos de la raíz del maíz, elatéridos,
gorgojo acuático del arroz y saltamontes. También se ha utilizado para proteger las estructuras de madera
contra las termitas.
Persistencia/Destino: Se metaboliza fácilmente a dieldrina por efecto de plantas y animales. Se espera que su
biodegradación sea lenta, se adhiere con fuerza a partículas de suelos y es resistente al lixiviado hacia aguas
subterráneas. Se clasificó como sustancia con persistencia moderada, con una vida media de 20 días a 1.6 años
en suelo y aguas superficiales.
Toxicidad: La aldrina es tóxica para los seres humanos. Se ha estimado que la dosis letal para un adulto es de
aproximadamente 80 mg/kg de peso corporal. La LD50 oral aguda en animales de laboratorio va de 33 mg/kg
por peso corporal en conejillos de indias hasta 320 mg/kg por peso corporal en hámsteres. La toxicidad de la
aldrina en organismos acuáticos es variada. Los insectos acuáticos son el grupo de invertebrados más
vulnerable. El valor de la LC50 a 96 h. va de 1 a 200 µg/L en insectos, y de 2.2 a 53 µg/L en peces. Los límites
máximos de residuo en alimentos según recomendación de FAO/OMS varían entre 0.006 mg/kg de grasa láctea
y 0.2 mg/kg de grasa de carne. Se han publicado valores de calidad del agua de 0.1 a 180 µg/L.
4
1.4.1.2 Dieldrina
Nombre químico: 1,2,3,4,10,10-Hexacloro-6,7-epoxy-1,4,4a,5,6,7,8,8a-octahidroexo-1,4-endo-5,8-
dimetanonaftaleno (C12H8Cl6O). Número de registro CAS: 60-57-1
Propiedades: Solubilidad en agua: 140 µg/L a 20° C; presión de vapor: 1.78 x 10-7 mm Hg a 20° C; log KOW:
3.69-6.2.
Descubrimiento/Usos: La dieldrina apareció en el mercado en 1948, después de la Segunda Guerra Mundial, y
se utilizó principalmente para el control de insectos de suelos como el gusano de la raíz del maíz, gusano de
alambre y gusano cortador.
Persistencia/Destino: La dieldrina es muy persistente en suelos, tiene una vida media de 3 a 4 años en climas
templados y se bioconcentra en organismos. Se estima que su persistencia en el aire es de 4 a 40 horas.
Toxicidad: La toxicidad aguda en peces es elevada (LC50 entre 1.1 y 41 mg/L), y moderada en mamíferos
(LD50 en ratón y rata entre 40 y 70 mg/kg de peso corporal). Sin embargo, una administración diaria de 0.6
mg/kg en conejos tuvo efectos negativos en el índice de supervivencia. La aldrina y la dieldrina afectan
principalmente el sistema nervioso central pero no hay pruebas directas de que causen cáncer en seres
humanos. Los límites máximos de residuo en alimentos según recomendación de FAO/OMS varían entre 0.006
mg/kg de grasa láctea y 0.2 mg/kg de grasa de aves. Se han publicado valores de calidad del agua entre 0.1 y 18
µg/L.
1.4.1.3 Endrina
Nombre químico: 3,4,5,6,9,9-Hexacloro-1a,2,2a,3,6,6a,7,7a-octahidro-2,7:3,6-dimetanonaft[2,3-b]oxireno
(C12H8Cl6O). Número de registro CAS: 72-20-8
Propiedades: Solubilidad en agua: 220-260 µg/L a 25° C; presión de vapor: 2.7 x 10-7 mm Hg a 25° C; log
KOW: 3.21-5.34
Descubrimiento/Usos: La endrina se ha utilizado desde los años 1950 contra una gran variedad de plagas,
principalmente en algodón, pero también en arroz, caña de azúcar, maíz y otros cultivos. También se ha
utilizado como rodenticida.
Persistencia/Destino: La endrina es muy persistente en suelos (se han registrado vidas medias hasta de 12
años). Se han registrado factores de bioconcentración entre 14 y 18,000 en peces después de una exposición
continua.
Toxicidad: La endrina es muy tóxica en peces, invertebrados acuáticos y fitoplancton. Los valores de LC50 son,
en su mayoría, inferiores a 1 µg/L. La toxicidad aguda en animales de laboratorio es alta, con valores de LD50
de 3-43 mg/kg, y una LD50 dérmica de 5-20 mg/kg en ratas. Durante más de dos años se ha estudiado la
toxicidad a largo plazo en ratas; se estimó un NOEL de 0.05 mg/kg pc/día.
1.4.1.4 Clordano
Nombre químico: 1,2,4,5,6,7,8,8-Octacloro-2,3,3a,4,7,7a-hexahidro-4,7-metanoindeno (C10H6Cl8). Número
de registro CAS: 57-74-9
Propiedades: Solubilidad en agua: 56 µg/L a 25° C; presión de vapor: 0.98 x 10-5 mm Hg a 25° C; log Kow:
4.58-5.57.
Descubrimiento/Usos: El clordano apareció en el mercado en 1945 principalmente como insecticida para el
control de cucarachas, hormigas, termitas y otras plagas domésticas. El clordano técnico es una mezcla de 120
compuestos por lo menos; entre 60% y 75% de ellos son isómeros de clordano, y los demás están relacionados
con compuestos endo como heptacloro, nonacloro, aducto de diels-alder de ciclopentadieno y
penta/hexa/octaclorociclopentadienos.
Persistencia/destino: El clordano es muy persistente en suelos y tiene una vida media de aprox. 4 años. Su
persistencia y alto coeficiente de partición propician su adhesión a sedimentos acuáticos y su bioconcentración
en organismos.
Toxicidad: En organismos acuáticos se han registrado LC50 entre 0.4 mg/L (camarón rosado) y 90 mg/L
(trucha arcoiris). La toxicidad aguda en mamíferos es moderada, con una LD50 en ratas de 200-590 mg/kg por
peso corporal (19.1 mg/kg por peso corporal en el caso del oxiclordano). Los límites máximos de residuo de
clordano en alimentos, según FAO/OMS, se encuentran entre 0.002 mg/kg de grasa láctea y 0.5 mg/kg de grasa
de aves. Se han publicado valores de 1.5 to 6 µg/L en cuanto a calidad del agua. El clordano ha sido clasificado
como sustancia que provoca perturbaciones endocrinas en organismos intactos. El clordano es un posible
carcinógeno en seres humanos.
5
1.4.1.5 Heptacloro
Nombre químico: 1,4,5,6,7,8,8-Heptacloro-3a,4,7,7a-tetrahidro-4,7-metanoindeno (C10H5Cl7). Número de
registro CAS: 76-44-8
Propiedades: Solubilidad en agua: 180 µg/L a 25° C; presión de vapor: 0.3 x 10-5mm Hg a 20° C; log Kow:
4.4-5.5.
Producción/Usos: El heptacloro se utiliza sobre todo contra insectos de suelo y termitas, y también contra
insectos del algodón, saltamontes y el mosquito vector del paludismo. El heptacloro epóxido es un producto
más estable de la descomposición del heptacloro.
Persistencia/destino: El heptacloro se metaboliza en heptacloro epóxido en suelos, plantas y animales. Éste es
más estable en sistemas biológicos y es carcinógeno. La vida media del heptacloro en suelos de regiones
templadas es de 0.75 a 2 años. Su alto coeficiente de partición crea las condiciones necesarias para que se
bioconcentre en organismos.
Toxicidad: La toxicidad aguda del heptacloro en mamíferos es moderada (se han publicado valores de LD50 de
40 a 119 mg/kg). La toxicidad en organismos acuáticos es mayor: se han encontrado valores de LC50 de 0.11
µg/L en camarón rosado. Hay poca información sobre los efectos en seres humanos, y los estudios sobre la
realción entre heptacloro y cáncer no son concluyentes. Los niveles máximos de residuo que recomienda la
FAO/OMS están entre 0.006 mg/kg de grasa láctea y 0.2 mg/kg de grasa en carne de ave o roja.
1.4.1.6 Diclorodifeniltricloroetano
(DDT)
Nombre químico: 1,1,1-Tricloro-2,2-bis-(4-clorofenil)-etano (C14H9Cl5). Número de registro CAS: 50-29-3.
Propiedades: Solubilidad en agua: 1.2-5.5 µg/L a 25° C; presión de vapor: 0.2 x 10-6 mm Hg a 20° C; log
Kow: 6.19 en el caso del p,p'-DDT, 5.5 en el caso del p,p'-DDD y 5.7 en el caso del p,p'-DDE.
Descubrimiento/Uso: El DDT se utilizó por primera vez en la Segunda Guerra Mundial para controlar insectos
vectores de enfermedades como el paludismo, dengue y tifoidea. Después se utilizó en una gran variedad de
cultivos agrícolas. El producto técnico es una mezcla de aprox. 85% de p,p'-DDT y 15% de isómeros de o,p'-
DDT.
Persistencia/destino: El DDT es muy persistente en suelos; su vida media puede llegar a ser de 15 años y de 7
días en el aire. También presenta factores de bioconcentración alta (del orden de 50,000 en peces y de 500,000
en bivalvos). En el medio ambiente, este compuesto se metaboliza principalmente en DDD y DDE.
Toxicidad: La concentración más baja reportada de DDT en dieta que causa adelgazamiento de los cascarones
de huevo es de 0.6 mg/kg en el pato negro. Se ha registrado una LC50 de 1.5 mg/L en perca americana y 56
mg/L en guppy. La toxicidad aguda del DDT en mamíferos es moderada; con una LD50 en ratas de 113-118
mg/kg de peso corporal. El DDT tiene una actividad similar a la del estrógeno y es un posible carcinógeno en
seres humanos. El nivel máximo de residuo en alimentos que recomienda la OMS/FAO se encuentra entre 0.02
mg/kg de grasa láctea y 5 mg/kg de grasa de carne roja. Los niveles máximos permisibles de DDT en agua
potable (OMS) son de 1.0 µg/L.
1.4.1.7 Toxafeno
Nombre químico: Bornanos y camfenos policlorados(C10H10Cl8). Número de registro CAS: 8001-35-2
Propiedades: Solubilidad en agua: 550 µg/L a 20° C; presión de vapor: 3.3 x 10-5 mm Hg a 25° C; log KOW:
3.23-5.50.
Descubrimiento/Usos: Desde 1949 se ha utilizado como insecticida no sistémico con cierta actividad
acaricídica, sobre todo en el algodón, cereales, frutas, nueces y verduras. También se utilizaba para controlar
ectoparásitos en ganado, tales como piojos, moscas, garrapatas, tiña y sarna. El producto técnico es una mezcla
compleja de más de 300 congéneres, que contienen de 67 a 69% de cloro por peso.
Persistencia/destino: El toxafeno tiene una vida media en suelos de 100 días a 12 años. Se ha demostrado que
se bioconcentra en organismos acuáticos (FBC de 4247 en peces mosquito y 76000 en trucha común).
Toxicidad: El toxafeno es sumamente tóxico en peces, con valores de LC50 a 96 horas que van desde 1.8 µg/L
en trucha arcoiris hasta 22 µg/L en mojarra azul. Se observó que una exposición prolongada a 0.5 µg/L reducía
a cero la viabilidad del huevo. La toxicidad oral aguda va desde 49 mg/kg de peso corporal en perros hasta 365
mg/kg en conejillos de Indias. En estudios a largo plazo, el NOEL en ratas es de 0.35 mg/kg pc/día, y la LD50
se encuentra entre 60 y 293 mg/kg pc. Hay evidencias importantes de su potencial de perturbación endocrina.
El toxafeno es carcinógeno en ratas y ratones, con un factor potencial de cáncer de 1.1 mg/kg/día en exposición
oral. El toxafeno es un posible carcinógeno en seres humanos.
6
1.4.1.8 Mirex
Nombre químico: 1,1a,2,2,3,3a,4,5,5,5a,6-Dodecaclorooctahidro-1,3,4-meteno-1h-ciclobuta[cd]pentaleno
(C10Cl12). Número de registro CAS: 2385-85-5
Propiedades: Solubilidad en agua: 0.07 µg/L a 25° C; presión de vapor: 3 x 10-7 mm Hg a 25° C; log Kow:
5.28.
Descubrimiento/Usos: A mediados de los años 1950 comenzó a utilizarse en formulaciones plaguicidas, sobre
todo para el control de hormigas. También es un retardante de fuego en plásticos, caucho, pinturas, papel y
aparatos eléctricos. Las formulaciones de tipo técnico contienen 95.19% de mirex y 2.58% de clordecone; el
resto no está especificado. Se denomina también mirex a los cebos compuestos de sémola de maíz, aceite de
soya y mirex.
Persistencia/destino: El mirex es considerado como uno de los plaguicidas más estables y persistentes, cuya
vida media en suelos llega hasta 10 años. Se han observado factores de bioconcentración de 2600 en camarón
rosado y de 51400 en carpa cabezona. Debido a su volatilidad (VPL = 4.76 Pa, H = 52 Pa m 3 /mol), el mirex
puede transportarse a grandes distancias
Toxicidad: La toxicidad aguda del mirex en mamíferos es moderada, con una LD50 de 235 mg/kg en ratas y
una toxicidad dérmica de 80 mg/kg en conejos. El Mirex también es tóxico en peces y puede afectar su
conducta (LC50 [96 h] de 0.2 y 30 mg/L en trucha arocoiris y mojarra azul, respectivamente). Con niveles de
exposición de 1 µg/L se observó mortandad retardada en crustáceos. Existe evidencia de potencial de
perturbación endrocrina y posible riesgo de carcinogenicidad.
1.4.1.9 Hexaclorobenceno
(HCB)
Nombre químico: Hexaclorobenceno (C6Cl6) Número de registro CAS: 118-74-1
Propiedades: Solubilidad en agua: 50 µg/L a 20° C; presión de vapor: 1.09 x 10-5 mm Hg a 20° C; log Kow:
3.93-6.42.
Descubrimiento/Usos: El HCB se introdujo por primera vez en 1945 como fungicida para el tratamiento de
semillas de cereales. Se utilizaba en pirotecnia, munición y caucho sintético. Hoy en día es mayormente un
subproducto de la producción de una gran número de compuestos clorados, sobre todo bencenos menos
clorados, solventes y diversos plaguicidas. El HCB se emite a la atmósfera como gas de combustión generado
por las plantas incineradoras y la industria metalúrgica.
Persistencia/destino: El HCB tiene una vida media aproximada de 2.7-5.7 años en suelos y de 0.5-4.2 años en
el aire. El HCB tiene un potencial de bioacumulación relativamente alto y una vida media prolongada en biota.
Toxicidad: La LC50 en peces oscila entre 50 y 200 µg/L. La toxicidad aguda del HCB es baja, con valores de
LD50 de 3.5 mg/g en ratas. Se han observado ligeros efectos en el hígado de ratas con una dosis diaria de 0.25
mg HCB/kg pc. Se sabe que el HCB provoca deficiencia hepática en seres humanos (Porfiria cutanea tarda) y
la IARC lo ha clasificado como posible carcinógeno en seres humanos.
1.4.2 Compuestos
industriales
1.4.2.1 Bifenilos policlorados (PCB)
Nombre químico: Bifenilos policlorados (C12H(10-n)Cln, en que n va de 1 a 10). Número de registro CAS:
Diversos (ej.: Aroclor 1242: 53469-21-9, Aroclor 1254: 11097-69-1)
Propiedades: A mayor cloración, menor solubilidad en agua: de 0.01 a 0.0001 µg/L a 25° C; presión de vapor:
1.6-0.003 x 10-6 mm Hg a 20° C; log Kow: 4.3-8.26.
Descubrimiento/Usos: Los PCB se introdujeron en 1929 y se fabricaron en varios países con diversos nombres
comerciales (Aroclor, Clophen, Phenoclor). Son químicamente estables y resistentes al calor. Se utilizaban en
todo el mundo como aceites de transformadores y condensadores, líquidos hidráulicos y de termopermutador, y
aceites para lubricación y corte. En teoría, existen en total 209 posibles congéneres de bifenilo policlorado.
Cerca de 130 se utilizan en productos comerciales.
Persistencia/destino: La mayoría de los congéneres de PCB, sobre todo los que carecen de posiciones
adyacentes no sustituidas en los anillos bifenilo (ej., 2,4,5-, 2,3,5- o 2,3,6-sustituidos en ambos anillos) son
extremadamente persistentes en el medio ambiente. Se estima que tienen una vida media que va de tres
semanas hasta dos años en el aire y, a excepción de los diclorobifenilos y monoclorobifenilos, de más de seis
años en suelos y sedimentos aeróbicos. Los PCB tienen una vida media sumamente larga en peces adultos. Por
ejemplo, un estudio de ocho años en anguilas determinó que la vida media del CB153 era de más de diez años.
Toxicidad: La LC50 en etapa larval de trucha arcoiris es de 0.32 µg/L, con un NOEL de 0.01 µg/L. Por lo
regular, la toxicidad aguda de los BPC en mamíferos es baja, con valores de LD50 de 1 g/kg pc en ratas. Los
PCB han sido clasificados como sustancias que provocan perturbación endocrina en organismos intactos.
7
1.4.2.2 Dibenzo-p-dioxina policloradas (PCDD) y Dibenzofuranos policlorados (PCDF)
Nombre químico: Las PCDD (C12H(8-n)ClnO2) y los PCDF (C12H(8-n)ClnO) puede contener entre 1 y 8 átomos
de cloro. Las dioxinas y los furanos tienen 75 y 135 posibles isómeros posicionales, respectivamente. Número
de registro CAS: Diversos (2,3,7,8-TetraCDD: 1746-01-6; 2,3,7,8-TetraCDF: 51207-31-9).
Propiedades: Solubilidad en agua: en escala de 0.43 0.0002 ng/L a 25° C; presión de vapor: 2 0.007 x 10-6
mm Hg a 20° C; log Kow: en escala de 6.60 8.20 en el caso de congéneres tetra- a octa-sustituidos.
Descubrimiento/Usos: Las PCDD y los PCDF son derivados de la producción de otras sustancias químicas y
pueden formarse en procesos de combustión e incineración a baja temperatura. No tienen uso conocido.
Persistencia/destino: Las PCDD y los PCDF se caracterizan por su lipofilia, semivolatilidad, resistencia a la
degradación (vida media del TCDD en suelos: de 10 a 12 años) y transporte a grandes distancias. También se
conocen por su capacidad de bioconcentración y biomagnificación en ciertas condiciones ambientales.
Toxicidad: Se han registrado efectos toxicológicos de los compuestos sustituidos 2,3,7,8 (17 congéneres) que
son agonistas para el receptor de aril-hidrocarburo. Todas las PCDD y los PCDF 2,3,7,8-substituidas, así como
los PCB coplanares (sin sustitución de cloro en las posiciones orto) muestran el mismo tipo de respuesta
biológica y tóxica. Algunos de los posibles efectos son toxicidad dérmica, inmunotoxicidad, efectos en la
reproducción y teratogenicidad y perturbación endocrina. Por ahora, el único efecto conocido persistente en
seres humanos y asociado a la exposición a dioxinas es el cloracné. Los grupos más vulnerables son los fetos y
los neonatos. Se han detectado efectos en el sistema inmunológico de ratones con dosis de 10 ng/kg pc/día, y en
monos rhesus con dosis de 1-2 ng/kg pc/día. En ratas, se han observado efectos bioquímicos con dosis de 0.1
ng/kg pc/día. En una reevaluación de la ingesta diaria aceptable (IDA) de dioxinas, furanos (y un PCB planar),
la OMS decidió recomendar un TEQ entre 1 y 4 pg/kg pc, pero el valor de ingesta aceptable por mes que se
estableció más recientemente es de 1-70 TEQ pg/kg pc.
1.4.3 Compuestos específicos de la Región
1.4.3.1 Hexaclorociclohexanos
(HCH)
Nombre químico: 1,2,3,4,5,6-Hexaclorociclohexano (isómeros mezclados) (C6H6Cl6). Número de registro
CAS: 608-73-1 (-HCH, lindano: 58-89-9).
Propiedades: HCH 11.8 solubilidad en agua: 7 mg/L a 20° C; presión de vapor: 3.3 x 10-5 mm Hg a 20° C;
log Kow: 3.8.
Descubrimiento/Usos: Las formulaciones principales son: "HCH técnico", mezcla de diversos isómeros, entre
ellos HCH (55-80%), -HCH (5-14%) y -HCH (8-15%), y "lindano", que es esencialmente HCH puro. El
lindano ha sido uno de los insecticidas más utilizados en el mundo entero. En los años 1940 se descubrieron sus
propiedades como insecticida. Se utiliza para controlar una gran variedad de insectos chupadores y
masticadores y se ha utilizado para el tratamiento de semillas en suelos, en productos biocidas para el hogar, y
como conservador de textiles y de madera.
Persistencia/destino: El lindano y otros isómeros de HCH son relativamente persistentes en suelo y agua, con
una vida media normalmente superior a 1 y 2 años, respectivamente. Los HCH son mucho menos
bioacumulativos que otros compuestos organoclorados debido a su lipofilia relativamente baja. Sus valores
relativamente altos de vapor de presión, sobre todo del isómero -HCH, determinan su transporte a grandes
distancias en la atmósfera.
Toxicidad: El lindano es moderadamente tóxico en invertebrados y peces, con valores de LC50 de 20-90 µg/L.
La toxicidad aguda en ratones y ratas es moderada, con valores de LD50 entre 60-250 mg/kg. Según algunos
estudios, el lindano no tiene potencial mutagénico, pero ocasiona perturbaciones endrocrinas.
1.4.3.2 Endosulfán
Nombre químico: 6,7,8,9,10,10-Hexacloro-1,5,5a,6,9,9a-hexahidro-6,9-metano-2,4,3-benzodioxatiepin-3-
óxido (C9H6Cl6O3S). Número de registro CAS: 115-29-7.
Propiedades: Solubilidad en agua: 320 µg/L a 25° C; presión de vapor: 0.17 x 10-4 mm Hg a 25° C; log Kow:
2.23-3.62.
Descubrimiento/Usos: El endosulfán se introdujo por primera vez en 1954. Se utiliza como insecticida de
contacto y de ingestión y acaricida en una gran variedad de cultivos comestibles y no comestibles (té, verduras,
frutas, tabaco, algodón), y controla más de 100 tipos de insectos plaga. Las formulaciones de endosulfán se
utilizan en la agricultura comercial y jardinería, así como para la conservación de maderas. El producto técnico
contiene por lo menos 94% de dos isómeros puros, endosulfán - y .
Persistencia/destino: Tiene un persistencia moderada en suelos, y una vida media promedio de 50 días. Los
dos isómeros presentan distintos tiempos de degradación en suelos (en condiciones neutras, la vida media de
los isómeros y es de 35 y 150 días, respectivamente). El endosulfán tiene un capacidad moderada de
adsorción en suelos. No es probable su lixiviación en aguas subterráneas. En plantas, el endosulfán se
8
descompone rápidamente en el respectivo sulfato en la mayoría de las frutas y verduras. Cincuenta por ciento
del residuo genitor se pierde al cabo de 3 a 7 días.
Toxicidad: El endosulfán tiene una toxicidad moderadamente alta en especies de aves (ánade real: LD50 oral
de 31 - 243 mg/kg) y es muy tóxico en organismos acuáticos (LC50 a 96 horas de 1.5 µg/L en trucha arcoiris).
También ha mostrado toxicidad alta en ratas (LD50 oral: 18 - 160 mg/kg, y dérmica: 78 - 359 mg/kg). Las ratas
hembra parecen ser 4 o 5 veces más vulnerables a los efectos letales del endosulfán técnico que los machos. Se
considera que el isómero es más tóxico que el . Existe fuerte evidencia de su potencial de perturbación
endrocrina.
1.4.3.3 Pentaclorofenol
(PCP)
Nombre químico: Pentaclorofenol (C6Cl5OH). Número de registro CAS: 87-86-5.
Propiedades: Solubilidad en agua: 14 mg/L a 20° C; presión de vapor: 16 x 10-5 mm Hg a 20° C; log Kow:
3.32 5.86.
Descubrimiento/Usos: Se utiliza como insecticida (termiticida), fungicida, herbicida de contacto no selectivo
(defoliante) y, sobre todo como conservador de madera. También se utiliza en pinturas anti-incrustantes y en
otros materiales (textiles, tintas, pinturas, desinfectantes y limpiadores) como inhibidor de la fermentación. El
PCP técnico contiene cantidades residuales de PCDD y PCDF.
Persistencia/destino: El índice de fotocomposición aumenta con el pH (t1/2 100 h. con un pH de 3.3, y 3.5 hrs.
con un pH de 7.3.). La descomposición total en suspensiones de suelo lleva >72 días. Se han registrado vidas
medias de 23 a 178 días. El PCP se enriquece a lo largo de la cadena alimentaria, pero se elimina rápidamente
al detener la exposición (t
1/2 = 10-24 h en peces).
Toxicidad: El PCP es sumamente tóxico en organismos acuáticos y tiene ciertos efectos en la salud de seres
humanos. Despide un olor desagradable a concentraciones incluso muy bajas. Los valores de LC50 de 24 h que
se observaron en truchas son de 0.2 mg/L. Se ha observado toxicidad crónica con concentraciones hasta de 3.2
µg/L. La toxicidad aguda del PCP en mamíferos es de moderada a elevada. La LD50 oral en ratas va de 50 a 210
mg/kg pc. El LC50 va desde 0.093 mg/L en truchas arcoiris (48 h) hasta 77-0.97 mg/L en guppy (96 h) y 0.47
mg/L en carpa cabezona (48 h).
1.4.3.4 Hidrocarburos aromáticos policíclicos (PAH)
Nombre químico: Los PAH son un grupo de compuestos que contienen dos o más enlaces aromáticos
fusionados. Número de registro CAS: Diversos
Propiedades: Solubilidad en agua: 0.00014 -2.1 mg/L a 25º C; presión de vapor: de 0.0015 x 10-9 a 0.0051
mmHg a 25° C; log Kow: 4.79-8.20
Descubrimiento/Uso: La mayoría de los PAH se forman durante la combustión incompleta de material
orgánico. La composición de una mezcla de PAH varía según la(s) fuente(s) y por determinados efectos de la
acción del clima.
Persistencia/destino: La persistencia de los PAH varía según su peso molecular. Los PAH con bajo peso
molecular se degradan con mayor facilidad. Las vidas medias registradas del naftaleno, antraceno y
benzopireno en sedimento son de 9. 43 y 83 horas, respectivamente. Los PAH con mayor peso molecular tienen
vidas medias en suelos y sedimentos de varios años. El BCF en organismos acuáticos suele oscilar entre 100 y
2000 y aumenta según el tamaño molecular. Debido a su extensa distribución, los PAH representan un
problema ambiental a nivel mundial.
Toxicidad: La toxicidad aguda de los PAH de bajo peso molecular es moderada: en ratas, la LD50 del naftaleno
es de 490 y la del antraceno de 18000 mg/kg peso corporal, mientras que los PAH con mayor peso molecular
son mucho más tóxicos. Así, la LD50 del benzoantraceno es de 10mg/kg peso corporal en ratones. En Daphnia
pulex, la LC50 es de 1.0 mg/L para el naftaleno, de 0.1 mg/L para el fenantreno y de 0.005 mg/L para el
benzopireno. El efecto crítico de muchos PAH en mamíferos es su potencial carcinógeno. La actividad
metabólica de estas sustancias produce intermediarios que forman enlaces covalentes con el ADN celular. La
IARC ha clasificado al benzatranceno, el benzopireno y el dibenzoantraceno como posibles carcinógenos en
seres humanos. El benzo[b]fluoranteno y el indeno[1,2,3-c,d]pireno fueron clasificados como posibles
carcinógenos en seres humanos.
1.4.3.5 Compuestos orgánicos de mercurio
Nombre químico: El compuesto de mayor preocupación es el metilmercurio, Hg(CH3)2. Número de registro
CAS: 22967-92-6
Propiedades: Solubilidad en agua: 0.1 g/L a 21° C (HgCH3Cl) y 1.0 g/L a 25º C (Hg(CH3)2); presión de vapor:
8.5 x 10-3 mm Hg a 25° C (HgCH3Cl); log Kow: 1.6 (HgCH3Cl) y 2.28 (Hg(CH3)2).
Producción/Usos: Existen muchas fuentes emisoras de mercurio en el medio ambiente, tanto naturales
(volcanes, depósitos de mercurio y volatilización desde los océanos) como antropógenas (combustión de
carbón, industria cloro-alcalina, incineración de desechos y procesamiento de metales). El mercurio también se
9
utiliza en termómetros, baterías, lámparas, procesos industriales, refinamiento, aceites lubricantes y amalgamas
dentales. El metilmercurio no se utiliza a nivel industrial; se forma en el medio ambiente por metilación de
iones de mercurio inorgánico, sobre todo por efecto de microorganismos en aguas y suelos.
Persistencia/destino: El mercurio liberado en el medio ambiente puede permanecer cerca de su fuente durante
largos periodos, o dispersarse extensamente a escala regional, e incluso mundial. Los compuestos metilados de
mercurio son tóxicos y altamente bioacumulativos. El contenido de mercurio asciende por la cadena alimentaria
acuática, lo que genera niveles de mercurio relativamente altos en peces consumidos por humanos. Sólo se
absorbe 0.01% del mercurio elemental ingerido, pero el metilmercurio es absorbido casi al 100% por el tracto
gastrointestinal. La vida media biológica del mercurio es de 60 días.
Toxicidad: La exposición prolongada a los compuestos orgánicos e inorgánicos de mercurio puede dañar de
forma permanente el cerebro, los riñones y el feto en desarrollo. El sistema nervioso parece ser el blanco más
vulnerable tras exposición corta o larga a bajos niveles de compuestos de mercurio metálico y orgánico.
1.5 DEFINICIÓN DE LA REGIÓN DE SUDAMÉRICA ORIENTAL Y OCCIDENTAL
Como ya se ha indicado, los países que conforman la Región XI son Argentina, Brasil, Bolivia, Chile, Ecuador,
Paraguay, Perú y Uruguay. La Región limita al oeste con el Océano Pacífico, al norte con Colombia, Venezuela
y las Guyanas, y al este con el Océano Atlántico (Imagen 1-2). Con una superficie total de 15,286,135 km2, la
Región abarca un amplio gradiente latitudinal desde Ecuador hasta el extremo sur del continente, en la
Patagonia. Por eso, las condiciones climáticas varían mucho entre los trópicos y las zonas templadas y frías
subárticas de sur de América. Los ecosistemas más representativos de la Región son las inmensas cuencas de
ríos (Amazonas, Río Paraguay-Paraná-Río de la Plata), las praderas, las zonas costeras y las zonas montañosas
(cordillera de Los Andes).
La población total de la Región XI es de 284 millones de habitantes (densidad promedio de 20 habitantes/km2),
es principalmente urbana (75%) y desigualmente distribuida entre los países. El índice promedio de crecimiento
demográfico es de 1.2% por año; Uruguay tiene el índice más bajo (0.7%) y Bolivia y Paraguay el más alto
(hasta de 2.7 %). Las lenguas más importantes son el portugués y el español. Brasil es por mucho el país más
grande y más poblado (56% de la superficie total y 61% de población), y le siguen Argentina (20% y 13%),
Perú, Bolivia, Chile, Ecuador y Paraguay (Tabla 1.1).
Tabla 1.1 Superficie, población y población urbana de la Región XI
País
Superficie, en km2
Población
Población urbana, en
%
Argentina
2 766 890
37 384 816
89.6
Bolivia
1 098 580
8 152 620
64.6
Brasil
8 511 965
174 468 575
79.9
Chile
756 950
15 211 308
85.7
Ecuador
283 560
13 183 978
82.7
Paraguay
460 750
5 585 828
56.1
Perú
1 285 220
27 012 899
72.3
Uruguay
176 220
3 334 074
92.6
Total
15 286 135
284 334 098
Fuente: (Recursos Mundiales, 2002)
10
Imagen 1.2 Región de América del Sur (Fuente: Microsoft Encarta 1998)
11
1.6 CARACTERIZACIÓN FÍSICA Y GEOGRÁFICA
1.6.1 Descripción climática y geográfica de la Región
La gran extensión latitudinal de la Región (0º LS a 60º LS) y la contrastante composición geológica producen
una variedad de climas que van desde los trópicos hasta la fría Patagonia (Imagen 1-3) y paisajes característicos
que podemos agrupar por las siguientes zonas:
1.-Cuenca Amazónica, de lejos el sistema hidrográfico más importante, con una superficie total de 6,1 millones
de km2. Se localiza al norte de Brasil, pero también abarca parte de Ecuador, Perú y Bolivia. 2.- Cuenca del río
de la Plata, segunda zona más importante en cuanto a extensión y desarrollo urbano-industrial, con 3,1 millones
de km2 y ríos importantes como el Pilcomayo, Paraguay, Uruguay, Paraná e Iguazú. 3.- Pampas de Brasil,
Argentina, Paraguay, Uruguay y Sur del Chile 4.- Altiplanos de Ecuador, Bolivia, Perú, Argentina y Chile 5.-
Cordillera de Los Andes 6.- Zonas costeras 7.- Zonas desérticas e inhabitadas 8.- Zonas forestales (incluidas las
plantaciones exóticas), que constituyen 47% de la superficie total de la Región 9.- Zonas agrícolas y tierras
cultivables, que representan 12.8% de la superficie total de suelo.
Imagen 1.3 Principales climas de la Región XI
A continuación se presenta información detallada por país.
Argentina
Argentina abarca 2,766,890 km2 en el extremo sur de la Región. Su gran extensión latitudinal (21°46' a 55°58',
N-S: 3,694 km) y el contraste de su composición geológica (de los Andes hasta el mar) producen una variedad
de climas (subtropical en el norte, templado en el centro-oriente, árido en el noroeste-sudeste, frío en el sur) y
características de paisajes que se clasifican en 7 regiones geográficas formales. Los ríos principales de
Argentina siguen la pendiente general del país de los Andes hacia el mar. La cuenca del río de la Plata es de
lejos la más importante, y abarca 3,100,000 km2 en regiones tropicales y templadas de los principales ríos de
Paraguay, Brasil, Uruguay y Argentina como el Iguazú, Uruguay y Paraná, con una descarga final hacia el mar
de ~20,000 m3/s. Los otros sistemas importantes son los ríos de la Patagonia que atraviesan la meseta árida: ríos
Negro, Chubut y Santa Cruz.
El clima de Argentina es predominantemente suave y templado en la zona céntrica más poblada del país; el
extremo norte tiene un clima tropical y subtropical, y el extremo sur está sumergido en aguas del Antártico.
Sobre este gradiente latitudinal predominante, la proximidad del océano con las montañas andinas introduce
variaciones climáticas marcadas que van desde los climas áridos (montañas del noroeste, Patagonia) hasta
12
húmedos y lluviosas (Iguazú, llanuras de las pampas, entorno deltaico en la zona costera de Buenos Aires y el
río de la Plata). En Buenos Aires y los alrededores, la temperatura promedio se encuentra entre los 17º C y 29º
C en enero y los 6º C y 14º C en julio.
Bolivia
Dos grandes zonas geográficas caracterizan el territorio de Bolivia: el altiplano y las tierras bajas. El rasgo más
destacado del Altiplano es el gran lago en su extremo norte, el Titicaca. Este lago, a 3,810 m sobre el nivel del
mar, es el acuífero navegable más alto del mundo. Con una superficie de 9,064 km2, el Titicaca es es el lago
más grande de América del Sur.
El suelo contiene varias capas de sal, restos secos de antiguos lagos. La más grande de ellas es el Salar de
Uyuni de más de 9,000 km2. Cerca de la frontera con Argentina, el suelo del Altiplano se eleva nuevamente y
crea colinas y volcanes que cubren el espacio entre los Andes orientales y occidentales. El territorio boliviano
se localiza en el área subtropical, pero posee toda una gama de climas debido a sus características altitudinales.
En las tierras altas el clima es frío y seco, con temperaturas promedio de 8º C, y en las tierras bajas es cálido,
con temperaturas promedio de 26º C en la parte oriental.
Brasil
Brasil es uno de los países más grandes del mundo; abarca un área de aproximadamente 8.5X106 km2. Según
datos del Instituto Brasileño de Geografía y Estadística (IBGE, 2001), Brasil tiene 5,561 ciudades, distribuidas
en cinco regiones geográficas: Norte, Noreste, Centro-Occidente, Sur y Sureste). El relieve de Brasil no
presenta formaciones de cadenas montañosas muy altas y las altitudes predominantes no rebasan los 500 m.
Geográficamente está dividida en dos grandes mesetas y tres llanuras.
Dadas su dimensiones, Brasil posee una amplia variedad climática, influenciada por su configuración
geográfica, su gran extensión costera, su relieve y la dinámica de las masas de aire sobre su territorio. Las
masas de aire, sobre todo las que se generan directamente en Brasil son (según el IBGE): la masa de aire
ecuatorial, la masa de aire tropical y la masa de aire del Atlántico polar. Son éstas las que determinan la
diferenciación climática en Brasil.
Los climas van desde muy húmedos y muy cálidos por las masas de aire ecuatoriales, como sucede en gran
parte de la zona del Amazonas, hasta semiáridos, como el de las tierras del interior, al noreste del país.
Chile
Chile es uno de los países más largos del mundo (4,630km), cubre una larga y angosta franja de tierra (430 km
de ancho) entre los Andes y el Océano Pacífico. La superficie total del país es de 750,000 km2.
Chile está compuesto por tres diferentes regionales naturales paralelas --de este a oeste, los Andes, las tierras
bajas centrales y la Cordillera de la Costa. Los ríos de Chile son por lo regular cortos y de corriente rápida.
Nacen en las tierras altas andinas , ricas en agua, y corren por lo general hacia el oeste, hasta el océano
Pacífico. En la porción media del país se encuentran las ciudades más grandes --Santiago, Valparaíso y
Concepción. Una porción del extremo sur del Chile se localiza en la sombra pluviométrica de los Andes y está
cubierta por pastizales naturales. Este área también posee petróleo. Los Andes son una barrera orográfica cuyas
pendientes y picos occidentales reciben mucha precipitación.
Los océanos moderan las temperaturas en todo el país. La parte norte es desértica y se caracteriza por ser una
de las zonas más secas del mundo. Los niveles de lluvias en el sur varían entre 300 mm en Santiago de Chile, la
capital, hasta más de 5,000 mm cerca del estrecho de Magallanes.
Ecuador
Ecuador tiene una superficie de aproximadamente 280,000 km2. El país se divide en tres regiones continentales
Costa, Sierra y Oriente y una región insular, las Islas Galápagos. La región de la Costa, localizada entre el
océano Pacífico y los Andes, se compone de tierras bajas costeras y de montañas. La región de la Sierra está
constituida por dos importantes cadenas montañosas andinas con una planicie o meseta entre ambas. En la
Cordillera Occidental se encuentra el pico más elevado de Ecuador, a 6,267 m. Las Galápagos son islas de
diferentes tamaños localizadas a 1,000 km al oeste de la costa ecuatoriana.
El clima de Ecuador es muy diverso. Además de estar localizado sobre el ecuador, el país tiene un clima
controlado también por la gran variabilidad de alturas. En la zona costera, el clima es cálido y húmedo, con una
temperatura promedio de 26º C. En la región de la Sierra las temperaturas varían entre 7º C y 21 ºC. El clima de
las Galápagos varía entre tropical y de tipo desértico al nivel del mar, hasta frío y húmedo en las partes más
elevadas.
13
Paraguay
Las dos principales regiones naturales de Paraguay son la Paraneña una combinación de mesetas, colinas
ondulantes y valles y la región del Chaco, inmensa llanura de pie de monte. Cerca de 95% de la población de
Paraguay habita la región Paraneña, que tiene todos los elementos orográficos importantes y el clima más
predecible. En términos generales, la región Paraneña puede definirse como una región oriental de tierras altas
que descienden hacia el río Paraguay y se convierten en zona de tierras bajas, sujeta a inundaciones, a lo largo
del río. El Chaco está constituido básicamente por tierras bajas, también inclinadas hacia el río Paraguay,
alternadamente inundadas y secas.
El clima de Paraguay es subtropical, y las mayores precipitaciones pluviales están entre los 1,129 mm en la
ciudad de Asunción, capital del país, y los 815 mm., en el Gran Chaco.
Perú
Perú se localiza en el centro-oeste de América del Sur, del lado del océano Pacífico. En cuanto a territorio,
ocupa el tercer lugar de América del Sur, y el cuarto en América Latina en cuanto a población. En Perú existen
84 de las 115 zonas ecológicas del mundo. Lima es la capital de país, con 29.2% de la población total. Las
divisiones naturales prehispánicas son complejas pero en gran medida coincidentes con los principios
geográficos modernos. Así, pues, Perú se divide en 8 regiones naturales: planicie costera, valle interandino,
región templada, región alta árida y altiplano, de 0 a 5,000 m, y las regiones altas de la Cordillera, selva alta y
selva baja, que van de 5,000 m a 80 m, respectivamente.
Existen tres cuencas hidrográficas importantes: Pacífico, Amazonas y lago Titicaca. La cuenca del Pacífico
tiene 52 ríos, 25 con caudal permanente. El río Amazonas, que posee el mayor caudal del mundo, nace de la
confluencia de los ríos Ucayali y Marañón en Perú. Perú es un país tropical con una amplia diversidad de
climas por la gran altitud y los predominantes vientos del suroeste traídos por la corriente fría Humboldt o
corriente peruana, en el océano Pacífico. En las zonas costeras, la temperatura es por lo general moderada, con
un promedio de 20º C durante todo el año. En esta zona, la precipitación anual es inferior a 30 mm. En las
regiones altas, las temperaturas varían entre -7º C y 21º C. Las precipitaciones máximas se dan en la ciudad de
Cuzco, 850 mm, y en las zonas cálidas y tropicales, 3,800 mm, en la parte noreste del país.
Uruguay
Uruguay es uno de los países más pequeños de América del Sur, con una superficie de casi 170,000 km2. El
país limita con Argentina al oeste, Brasil al norte y noreste, el océano Atlántico al este y el río de la Plata en el
sur y suroeste. En el paisaje predominan las praderas subtropicales salpicadas de bosques, zonas de matorral y
humedales. Estas praderas cubren aproximadamente 87% del territorio y se utilizan fundamentalmente para la
cría de ganado (bovino y ovino) (Achkar y col., 1999).
La topografía es ligeramente ondulada, una mezcla de llanuras atravesadas por largos ríos y pequeñas colinas,
con un altitud que no rebasa los 150 m y cuyo punto más elevado apenas alcanza los 500 m. El país tiene
aproximadamente 200 km de litoral de la costa Atlántica y del río de la Plata.
Según la clasificación de Köppen, el clima predominante es de tipo Cfa (templado y húmedo sin áreas
desérticas), con precipitaciones anuales superiores a los 1,000 mm distribuidas en todo el año. Las temperaturas
varían entre 22º y 32º C en verano y entre 10º y 15ºC en invierno.
1.6.2 Entornos de aguas dulces en América del Sur
Dos de los ecosistemas de agua dulce más importante del planeta se localizan en la Región: el río Amazonas y
el río de la Plata (ríos Uruguay-Paraná). El caudal medio anual de los dos ríos representa más del 80% de los
recursos totales de aguas dulces de la Región que desembocan principalmente en el océano Atlántico. La región
sudamericana es, pues, riquísima en recursos hidrológicos, ya que los ríos Amazonas, Orinoco, São Francisco,
Paraná, Paraguay y Magdalena transportan más del 30% de las aguas superficiales continentales del mundo. Sin
embargo, dos terceras partes del territorio de la Región son clasificadas como áridas o semiáridas. Estas áreas
comprenden partes del noreste de Brasil, Argentina, Chile, Bolivia y Perú.
A pesar de la gran abundancia de recursos de aguas dulces, la calidad del agua se deteriora cada vez más
porque los centros más poblados e industrializados están instalados a lo largo de los principales recursos
hidrológicos (São Paulo en el Tietê-Paraná, Buenos Aires en el río de la Plata). En estas zonas de gran impacto,
las descargas industriales, agrícolas y urbanas introducen una carga pesada de materia orgánica y productos
químicos tóxicos que afectan enormemente la calidad de los ríos.
La causa principal de la contaminación del agua es la descarga directa de desechos domésticos e industriales no
tratados a las aguas superficiales, lo que también contamina los acuíferos freáticos adyacentes. Las causas
14
principales son el crecimiento de sistemas de alcantarillado convencionales que no ha ido acompañado de las
instalaciones de tratamiento correspondientes, la intensificación del uso de suelo agrícola cerca de zonas
metropolitanas, los cambios en la estructura económica, con predominio de las manufacturas, concentración de
escurrimientos de áreas pavimentadas en las ciudades, cada vez más grandes, así como la necesidad de
regulación artificial de las corrientes.
Durante la última década, los problemas ambientales relacionados con las aguas han afectado tanto zonas
rurales como urbanas. En las zonas áridas y semiáridas hay una competencia cada vez mayor por los escasos
recursos hidrológicos. El uso de agua contaminada para uso doméstico propaga las enfermedades infecciosas
como el cólera, la tifoidea y la gastroenteritis. En varios países ha habido brotes recientes de estas
enfermedades que afectan, en particular, a las poblaciones urbanas pobres.
1.6.3 Entorno marino de América del Sur
Los sistemas marinos y costeros de la Región sustentan una compleja interacción de ecosistemas distintos, con
una enorme biodiversidad, y son de los más productivos en el mundo. Varios de los estuarios más grandes y
más productivos del mundo se encuentran en la Región, como los del Amazonas y el río de la Plata en la costa
del Atlántico, y el Guayaquil y Fonseca del lado del Pacífico. Las aguas de Chile y Perú sustentan una de las
cinco pesquerías comerciales más importantes a nivel mundial, mientras que la pesquería con el crecimiento
más acelerado del mundo se encuentra en la costa de Argentina y Uruguay (Esteves y col., 2000).
De 1970 a 1983, la pesca de Perú descendió de 12 a 2 millones de toneladas debido al fenómeno de oscilación
meridional El Niño, pero en 1995 ya había incrementado a casi 9 millones de toneladas (IDB, 1995). Como
resultado del mismo fenómeno, entre 1997 y 1998, se espera otra disminución importante, ya que se trata de
uno de los eventos más fuertes que se han registrado. Los efectos de las pesquerías en la sustentabilidad de la
biodiversidad y los recursos marinos son también muy inquietantes, pues más del 80% de las reservas
comercialmente aprovechables en el suroeste del Atlántico y 40% de las del sureste del Pacífico están
explotadas hasta el límite, sobrepescadas o agotadas (FAO 1997).
La maricultura es menos importante que en otras regiones tropicales, pero está creciendo en países como
Ecuador, en donde se ha desarrollado considerablemente una industria camaronera, sobre todo en manglares
reconvertidos en granjas. En 1995, América Latina produjo 21.6% del camarón criado en todo el mundo. En
Chile, la acuacultura está creciendo más de 30% por año, en comparación con el 9.5% en el resto del mundo.
Las actividades se concentran en el cultivo de salmón, inducido por mercados de exportación favorables, que
genera actualmente cerca de 450 millones de dólares al año en ingresos por exportación. En 1997 se exportaron
más de 145,000 toneladas de salmón y se estima que esta tendencia se mantendrá (Servicio Nacional de Pesca
de Chile, 2002).
Los puertos y el comercio marítimo en expansión suelen ir acompañados de una intensificación del transporte
en corredores en las zonas costeras oceánicas, como está sucediendo en Argentina, Brasil, Ecuador y Uruguay.
1.6.4 Patrones de desarrollo/asentamiento y consumo de energía
Argentina
Argentina posee diversos recursos naturales y actividades económicas. La minería se centra básicamente en la
extracción de petróleo, y minerales metálicos y no metálicos. La producción de crudo asciende a 30 millones de
m3. La explotación de gas natural es una actividad bien desarrollada y el tendido de oleoductos distribuye el
combustible desde la Patagonia y Bolivia hasta las principales poblaciones de Argentina, pero también hasta
Chile y Brasil. La producción de carbón, en Río Turbio, Santa Cruz, también es importante (200,000
toneladas/año).
La base de la economía de Argentina es el sector agropecuario, complementado con una actividad industrial
fluctuante. El producto nacional per capita alcanzó los 8.040 dólares en la década de los 1990 pero en 2002
descendió a < 3.362 dólares con la devaluación de la moneda y la crisis económica.
Brasil
Brasil presenta un producto interno bruto (PIB) de aproximadamente 788,000 millones de dólares (datos de
1998), y se encuentra entre las diez economías más grandes del mundo. La economía actual en Brasil se basa en
la agricultura, la pesca y la producción industrial. Brasil posee casi 20% del agua del planeta y 11.1% de la
producción hidroeléctrica del mundo. El uso de gas natural como fuente de energía es de 38 millones de metros
cúbicos al día.
Chile
15
La base de la economía de Chile es la exportación de minerales, que constituye casi la mitad del valor total de
exportaciones. El cobre es el recurso más valioso del país; Chile es el primer productor mundial de este
mineral. La agricultura es la actividad más importante de aproximadamente 15% de la población; representa un
10% de la riqueza nacional y satisface menos de la mitad de los necesidades internas.
Las plantas hidroeléctricas suministran en promedio 70% de la electricidad de Chile. Se estima que actualmente
se utiliza sólo un 13% del potencial hidroeléctrico, pero hay grandes instalaciones viables lejos de Santiago
(40% de la demanda), lo que requiere grandes inversiones en líneas de transmisión. Otras fuentes de energía
son el petróleo, el carbón, y recientemente también el gas natural, traído de Argentina por medio de ductos.
Ecuador
Ecuador tiene una gran tradición como proveedor de recursos naturales como petróleo, productos pesqueros,
madera e hidroelectricidad. Los sectores económicos son el agropecuario (14% del PIB), industrial (36% del
PIB) y servicios (50% del PIB).
Paraguay
Las necesidades energéticas de Paraguay se abastecen con las presas Itaipú (1.8%), Yaciretá (2.1%) y Acarai
(42%), que también suministran energía a Argentina y Brasil. La utilización nacional de gas representa el 0.7 %
mientras que los combustibles fósiles para uso industrial constituyen el 32%.
Perú
Durante muchos años, la economía de Perú ha dependido de la exportación de materias primas. Es uno de los
principales países pesqueros del mundo y posee una gran riqueza de cobre, plomo, cinc, oro y plata. La
explotación de petróleo en los bosques tropicales del este y de la costa norte refleja reservas considerables.
Perú tiene un gran potencial hidroeléctrico, sobre todo en los ríos que fluyen hacia la cuenca del Amazonas.
Casi 75% de la energía eléctrica del país proviene de fuentes hidroeléctricas.
Uruguay
La agricultura, ganadería y pesca representan el 9.9 % del PIB total. La cría de ovejas para producción de lana
es actualmente la actividad principal del sector ganadero, y representa 35.7% de su producción total, mientras
que la cría de ganado constituye 28.3%, y la de productos lácteos 18.3%. La producción agrícola está dominada
por los cereales, sobre todo trigo y arroz, que representan la mitad de la producción de cereales de Uruguay. La
industria pesquera es de menor importancia: su producción constituye tan sólo 4% del total del sector.
El consumo de energía en Uruguay se distribuye de la siguiente manera: petróleo: 58%, gas: 0.5%, electricidad:
19% y madera: 23%. El país importa petróleo y gas de diversas fuentes internacionales. La electricidad se
produce en fuentes hidroeléctricas.
Tabla 1.2. Emisiones de CO2 en la Región XI
País
Emisiones de CO2, en miles de Emisiones de CO2 per capita,
toneladas
en kg
Argentina
129 852
3 687
Bolivia
10 102
1 330
Brasil
273 371
1 692
Chile
48 779
3 383
Ecuador
24 487
2 093
Paraguay
3 697
746
Perú
26 176
1 093
Uruguay
5 643
1 741
Se consideran combustibles fósiles, líquidos y gaseosos, y producción de cemento, 1996
Fuente: Recursos Mundiales, 2002
16
1.7 REFERENCIAS
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Caribbean (1998-1999) A technical report for the Panamerican Health Organization, Health and Environment Division
and The United States Protection Agency, Office of International Activities. 156 pp.
17
2 CARACTERIZACIÓN DE FUENTES
2.1 ANTECEDENTES SOBRE FUENTES DE STP
La información cuantitativa sobre fuentes primarias y secundarias de STP es muy escasa y fragmentada en la
Región. En algunos países hay datos de puntos críticos, por ejemplo, suelos contaminados y reservas, pero en
otros no hay información. Los datos sobre plaguicidas son relativamente más abundantes porque estas
sustancias se han utilizado durante mucho tiempo. La información sobre PCB es fragmentada. Prácticamente no
existen datos sobre dioxinas y furanos. Los inventarios sobre PTS aún están en etapa inicial de elaboración; por
ejemplo, el proyecto de inventario de PCB en Argentina, Chile y Uruguay comenzó en al año 2000.
2.2 RECOLECCIÓN DE DATOS Y CONTROL DE LA CALIDAD
La Región tienen mucha más experiencia en la evaluación de receptores de STP (niveles ambientales) que en la
evaluación de fuentes. Por eso, y a diferencia de los formularios sobre niveles ambientales, los cuestionarios
sobre fuentes no se aplicaron con éxito. Se presentaron sólo algunos datos sobre importación de plaguicidas en
algunos países, pero en general los datos disponibles no permitieron el desglose por sustancias. Con el fin de
salvar la falta de información se aplicaron diversos enfoques para obtener un panorama cualitativo de la
situación y estimar las emisiones potenciales mediante descripciones de las STP importadas, utilizadas o
producidas con mayor frecuencia, estimaciones de índices de actividad y factores de emisión (instrumental del
PNUMA para dioxinas y furanos, factores de emisión de PAH de la EPA) y cálculos de fugacidad de Nivel I.
En vista de la falta de datos cuantitativos fidedignos sobre fuentes en la Región, los valores estimados
proporcionados en este informe deben manejarse con precaución. Se necesita más información para mejorar la
calidad de estas estimaciones.
2.3 PRODUCCIÓN, USO Y EMISIÓN
2.3.1 Plaguicidas
En las décadas de 1950 y 1960 se utilizaron, produjeron o formularon prácticamente todos los plaguicidas
organoclorados en la Región. Se observó una tendencia a la reducción en las décadas de 1980 y 1990 debido a
las restricciones jurídicas a su producción y uso. Actualmente, sólo se permite el uso del mirex en Uruguay. En
varios países de la Región se siguen utilizando otros plaguicidas como endosulfán y lindano. La situación
jurídica de cada plaguicida en cada país de la Región se expone en la Tabla 5.4 del Capítulo 5.
2.3.1.1 Aldrina, dieldrina, endrina
Los compuestos organoclorados del tipo ciclodieno fueron introducidos en la Región en la década de 1950, y su
uso se expandió rápidamente debido a su bajo costo y alta eficiencia. En algunos países han sido formulados, y
más tarde producidos (ej., Argentina y Brasil). La compañía Shell formuló aldrina y endrina entre 1977 y 1990
en el estado de São Paulo, Brasil. Pese a esta producción, Brasil importó 294 toneladas de aldrina entre 1989 y
1991 (MDIC, 2002). En 1997, Argentina formuló 200 toneladas de dieldrina con 5% de concentración y 550
toneladas con 18% de concentración; 100 toneladas de aldrina con 4% de concentración y 115 toneladas con
40% de concentración, y 300 toneladas de endrina con 20% de concentración (Álvarez, 1998). Actualmente, las
posibles fuentes son las reservas y las zonas altamente contaminadas. Por ejemplo, en una antigua planta de la
compañía Shell en Paulinia (Sao Paulo, Brasil) había un área contaminada de 600 m2, 1,250 toneladas de suelo
contaminado, y alrededor de 750 kg de aldrina, dieldrina y endrina (drinas). Existe la posibilidad de
contaminación ambiental de la población de los alrededores de ese sitio. Los plaguicidas clorado del tipo
ciclodieno se utilizaban mucho en la Región, pero ahora están prohibidos en la mayoría de los países. En la
Región no hay mediciones de emisiones.
2.3.1.2 Clordano
El clordano técnico es una mezcla muy compleja de más de 100 compuestos clorados, cuyos principales
constituyentes son el trans/cis clordano y el nonacloro. El clordano no es muy utilizado en la Región; sólo se
formulaba y utilizaba para casos específicos, sobre todo para combatir hormigas. Al igual que la aldrina, el
clordano ha sido formulado en algunos países. Argentina produjo 220 toneladas en 1967. En la Región no se
han registrado mediciones de las emisiones.
18
2.3.1.3 DDT
El DDT se utilizó de forma intensa y generalizada en la Región, sobre todo a principios de los años 1960-1970,
en programas para combatir el paludismo en zonas tropicales y subtropicales. Se produjo desde 1954 en
Argentina (Álvarez, 1998). Entre 1962 y 1982 Brasil produjo 73,481 toneladas de DDT puro. También importó
31,130 toneladas entre 1962 y 1975, y adquirió 3,200 toneladas entre 1989 y 1991 (MDIC, 2002). El DDT
merece especial atención dada su posible reintroducción en la Región para controlar enfermedades epidémicas
tropicales y subtropicales como dengue y paludismo. Actualmente, una posible fuente secundaria importante de
DDT es el dicofol. Este insecticida se utiliza en la Región y puede contener DDT como impureza. En el año
2000, Brasil importó 111 toneladas de dicofol y también produjo 209 toneladas (IBAMA, 2002). El comercio
ilícito también puede ser otra posible fuente de esta STP. No se han registrado mediciones de emisiones de
DDT en la Región.
2.3.1.4 Heptacloro
El heptacloro es un insecticida no sistémico utilizado contra los insectos de suelo y termitas. En el medio
ambiente se degrada a heptacloro epóxido, de mayor persistencia y toxicidad que el precursor. En Brasil, el uso
de heptacloro ha sido autorizado en la agricultura, sobre todo en plantaciones de caña de azúcar. De 1996 a
2002, Brasil importó alrededor de 210 toneladas de esta sustancia (MDIC, 2002). Las reservas actuales
estimadas son de 165 toneladas. No hay mediciones de las emisiones de heptacloro en la Región.
2.3.1.5 Hexaclorobenceno
El hexaclorobenceno existe en el medio ambiente, principalmente como subproducto de la manufactura
industrial de solventes clorados y de plaguicidas como el pentaclorofenol. Se conocen sitios y reservas
sumamente contaminados de HCB en Brasil, ej., Cubatão, que pueden representar una fuente ambiental
importante (CETESB, 2001). En Cubatâo, el HCB se generó posiblemente con la producción de percloroetileno
y la combustión de otros residuos clorados. En 1965, Brasil importó 834 toneladas de HCB (MDIC, 2002). No
hay mediciones de las emisiones de HCB en la Región.
2.3.1.6 Mirex
En Brasil, Uruguay y Argentina, el mirex se conoce popularmente como dodecacloro. Se utilizaba
principalmente para el control de hormigas con distribución restringida en la Región. El mirex ha sido
prohibido en casi todos los países, excepto en Uruguay. No hay mediciones de las emisiones de mirex en la
Región. Actualmente existe un producto comercial en Brasil llamado Mirex-S, pero el ingrediente activo es
perfluoro sulfonamida, y no dodecacloro.
2.3.1.7 Toxafeno
El toxafeno es una mezcla compleja de bornanos clorados. No hay registro de uso de esta sustancia en la
Región. El toxafeno ha sido prohibido oficialmente en todos los países. No hay mediciones de emisiones de
toxafeno en la Región.
2.3.2 Productos químicos industriales
2.3.2.1 Bifenilos
policlorados
En la Región se han utilizado mucho los PCB, sobre todo en equipo eléctrico (transformadores). Los residuos
de PCB de formulaciones comerciales (ej., Aroclor 1242, 1254, 1260 y productos equivalentes) son ubicuos en
el medio ambiente. Aunque no hay todavía información detallada de inventario, existen algunas estimaciones
por país. En Brasil, hay datos contradictorios que indican 250,000-300,000 toneladas de Askarel (aceite
contaminado con PCB), lo que implica una reserva de 130,000 toneladas de PCB (Costa, 2000). En Chile se
han calculado reservas de 700 toneladas de PCB, de las que 46% aún se utilizan (CONAMA, 2001). Estos
datos son comparables a los de las reservas de Perú (1,000 toneladas; González, comunicación personal, 2002).
En Paraguay, 70 toneladas de aceites con PCB están depositados en lugares abiertos de la Administración
Nacional de Electricidad (ANDE). En Uruguay, las compañías eléctricas aseguran tener en reserva 81 toneladas
de aceites con PCB, de las cuales 25% siguen en uso (DINAMA, 2000). El equipo eléctrico obsoleto y los
aceites usados constituyen fuentes secundarias importantes de PCB. En la Región se ha emprendido un esfuerzo
importante para exportar material que contiene PCB para su destrucción.
Dada su baja solubilidad en agua, los PCB pueden adherirse con fuerza a materia particulada, son rápidamente
adsorbidos a materias suspendidas y retenidos en sedimentos de fondo. Estos residuos constituyen depósitos y
fuentes secundarias largo plazo. Por ejemplo, un ejercicio preliminar de Fugacidad del Nivel I en en los
sedimentos costeros de Río de la Plata, de Buenos Aires, indicó que los niveles de sedimentos están en
19
equilibrio con una entrada estimada de cerca de 900 kg de PCB en la zona costera (Colombo, 2002, no
publicado).
2.3.3 Subproductos no intencionales
2.3.3.1 Dioxinas y furanos
Las PCDD y los PCDF son residuales y ubicuos en el medio ambiente, generados principalmente por procesos
de combustión y producción de sustancias químicas. El aire es un receptor importante, pero la falta de
mediciones precisas en la Región no permiten un análisis detallado. Se efectuó una estimación regional
preliminar tomando en cuenta la correlación entre emisión de CO2 de combustibles fósiles y fábricas de
cemento (World Resources, 2000-2001) y el TEQ para emisiones en el aire en algunos países industrializados
(UNEP, 1999), siguiendo el método de Baker y Hites (2000). La Imagen 2.1 muestra la regresión obtenida de
los países del PNUMA y las estimaciones de esta Región. La regresión contiene errores de consideración y no
explica plenamente la tendencia de los datos (R2=0.66). Sin embargo, las estimaciones de regresión del país
son comparables a los valores de emisiones calculados dentro el proyecto a partir de índices de actividad y
factores de emisión, utilizando el instrumental para PCDD/PCDF del PNUMA. Aun así, se considera vital
obtener más información industrial detallada para realizar evaluaciones más precisas (MVOTMA-DINAMA-
UNEP, 2002). La coincidencia de estas dos estimaciones respalda la conclusión extraída.
La emisión total regional de PCDD y PCDF en el aire sería de 722 g TEQ/año, con una distribución
visiblemente desigual porque tan sólo Brasil (45%) y Argentina (25%) representan 70%. En una tendencia de
reducción le siguen Chile (11%), Perú (7%), Ecuador (6%), Bolivia (3%), Uruguay (2%) y Paraguay (1%). Las
emisiones por país de la Región XI son de intermedias a bajas en la escala de valores registrados en América
del Norte, Asia y Europa. Teniendo en cuenta que la razón total a aire por país según las estimaciones del
instrumental es de 1.6:2, las emisiones totales (de todos los medios) regionales de PCDD y PCDF serían del
orden de 1,300 g TEQ/año. Los cálculos del instrumental indican que la incineración de desechos, incluidos los
desechos peligrosos y de hospitales, es una fuente importante (30%-50%), comparable con la combustión de
biomasa (20%-40%). A pesar de la concordancia de las estimaciones se considera fundamental validar los
factores de emisión en la Región. Se deberían incluir distintas tecnologías industriales, pero sobre todo
incendios forestales incontrolados y la combustión de biomasa, que son eventos importantes en América del
Sur. Se deberían realizar experimentos específicos de combustión con biomasa local a fin de obtener evidencias
empíricas de los factores locales de emisión.
Japón EEUU
TEQ
CO2
UNEP99 REGXI
326
4.0
350
y = 0.8195x + 0.5171
o
3.5
ñ
R 2 = 0.6569
Belg. Francia
/a 2
300
273
3.0
o
CO
Ec. Per. Chi.
Alemania
e
250
2.5
/
a
ñ
Australia
.
d
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Q
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o
178
Arg. Brasil
t
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g g T
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illo
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Lo
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49
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47
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22
24
0.0
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2.0
3.0
4.0
10
10
14
Q/
4
26
6
E
0
T
Log CO 2 (millones de ton/a)
g
ARG
BOL
BRA
CH
EC PAR PER URU
Imagen 2.1. Regresión de emisiones CO2-TEQ para los países del PNUMA 99 (rojo) y TEQ estimada emitida
en el aire para los países de la Región XI (verde y gráfica de barras).
2.3.4 Otras STP de reciente preocupación
2.3.4.1 Lindano
(-HCH)
El gama-HCH ha sido utilizado intensamente en toda la Región, principalmente en la agricultura. Su detección
generalizada en aguas y organismos (ver Capítulo 3) refleja la importancia de las fuentes de lindano en la
Región. Esto se confirma con su producción y uso tempranos en el área. En 1956, Argentina produjo 20
toneladas (conc. 100%) y en 1967 tan sólo 5 toneladas (conc. 5%) y 30 toneladas (conc. 2.4%) (Álvarez, 1998).
Brasil produjo 98,583 toneladas de HCH total entre 1962 y 1985, y en ese mismo periodo importó alrededor de
20
4,200 toneladas de este compuesto (MDIC, 2002). Brasil importó 490 toneladas de lindano entre 1996 y 2002
(MDIC, 2002) y se considera que actualmente tiene entre 21 y 40 toneladas de HCH en reserva. En Uruguay,
hay en reserva 7 toneladas (conc. 50%) desde 1975 (Doll, 2002, comunicación personal). Actualmente, algunos
países utilizan el lindano para el control de piojos y como conservador de madera. No hay mediciones de
emisiones de lindano en la Región.
2.3.4.2 Endosulfán
El endosulfán (Thiodan) es objeto de mucha preocupación por su gran uso en la Región. Es uno de los pocos
plaguicidas clorados permitidos para uso agrícola, y ha sido importado en cantidades considerables desde
principios de los años 1970. En Argentina, las importaciones de endosulfán entre 1992 y 94 sumaron 641
toneladas, mayormente con 92%-96% de ingrediente activo (Gallo Mendoza, 1995), mientras que Uruguay
importó aproximadamente 204 toneladas en el periodo 1973-2001 (Ministerio de Ganadería, Agricultura y
Pesca, Uruguay, 2002). Brasil produjo 1,554 toneladas e importó 3,446 toneladas de endosulfán en 2000. Los
datos disponibles recientes muestran que la importación a principios de los años 1990 fue menor, se importaron
sólo 495 toneladas entre 1989 y 1996 (MDIC, 2002).
2.3.4.3 Pentaclorofenol
El pentaclorofenol es un plaguicida de amplio espectro y bajo costo que se ha utilizado generalizadamente en la
Región, sobre todo como conservador de madera (para combatir hongos y termitas). El uso actual del
pentaclorofenol se limita a la conservación de maderas; su uso en la agricultura ha sido en general prohibido.
Hasta 1999, Chile importó aproximadamente 700 toneladas de PCP-Na por año (Cámara de Comercio de
Santiago, 2001). En 1965, Brasil importó 474 toneladas de pentaclorofenol. Entre 1970 y 1972, el consumo
promedio de este compuesto en Brasil fue 469 toneladas/año. La reserva actual estimada de PCP en Brasil es de
80 toneladas. No hay mediciones de emisión de PCP en la Región.
2.3.4.4 Hidrocarburos aromáticos policíclicos (PAH)
Los PAH con 3-5 anillos de benceno son ubicuos en el medio ambiente. Estos subproductos no intencionales
provienen principalmente de fuentes de combustión naturales y antropógenas. Debido a su baja solubilidad en
agua, los PAH se concentran en sedimentos de fondo y biota, en la que tienen efectos tóxicos bien
caracterizados (ej., son carcinógenos, mutagénicos). No hay mediciones de las emisiones de PAH en la Región,
pero las extensas fuentes forestales así como su uso intensivo (combustión de biomasa intencional y no
intencional) son la razón por la que los PAH son prioritarios para la Región. Las fuentes petrogénicas de PAH
también son de consideración, sobre todo las relacionadas con la extracción, refinamiento y transporte de
petróleo. Las estimaciones de emisiones de PAH extraídas con los factores de emisión 7-PAH y 16-PAH del
PNUMA en el proyecto indican una emisión total de 111-500 toneladas de materia orgánica policíclica por año
en Argentina, emisiones generada sobre todo por incendios forestales incontrolados (49%), combustión
doméstica de leña (31%) y producción de coque (8%). En Brasil, se estimaron emisiones de 467-6607
toneladas/año, y la combustión de leña representó por lo menos 90% de estos valores.
2.3.4.5 Compuestos orgánicos de mercurio y de estaño
Hay muy pocos datos sobre fuentes de compuestos organometálicos, en particular sobre compuestos orgánicos
de estaño. La biometilación en ambientes reducidos es el principal proceso de generación de compuestos
orgánicos de mercurio, y las pinturas anti-incrustantes son la fuente principal de compuestos orgánicos de
estaño. La cuenca del Amazonas es un posible punto crítico de compuestos orgánicos de mercurio, no sólo por
el uso intensivo del mercurio en la extracción del oro, sino también por los altos niveles de mercurio que se
generan naturalmente. Datos muy recientes sobre compuestos orgánicos de estaño en Mar del Plata, Argentina,
indicaron niveles altos en sedimentos que fueron asociados a una incidencia elevada de imposex en moluscos
marinos (Sbarbatti de Nudelman, 2002, comunicación personal). Recientemente se generaron datos limitados
sobre compuestos orgánicos de mercurio en agua y sedimentos del río Negro y en muestras biológicas de la
población ribereña del río Tapajós en la cuenca amazónica (Fadini y Jardim, 2001). No hay mediciones de
emisiones de compuestos orgánicos de mercurio y de estaño en la Región.
2.4 PUNTOS CRÍTICOS
Hay muy pocos sitios contaminados oficialmente reconocidos, sobre todo en zonas industriales densamente
pobladas, ej., Sao Paulo (Brasil), Buenos Aires (Argentina), Santiago y Concepción (Chile). Sin embargo, estas
cantidades oficiales subestiman enormemente la situación real debido a la existencia de sitios contaminados
ilícitos o no declarados en la Región. En Argentina existen varias posibles reservas lícitas de plaguicidas; por
ejemplo, el Servicio Nacional de Sanidad y Calidad Agroalimentaria (SENASA) ha declarado reservas de
dieldrina (~ 6 toneladas en el estado de La Rioja) y de gamma-HCH (1,200L en Córdoba). En la ciudad de
21
Buenos Aires, han estado almacenadas durante años entre 6 y 30 toneladas de HCH y talio (Vilar de Sarácha,
1997), aunque las estimaciones recientes indican que estas reservas no excederían las 10 toneladas. En el Cuy,
estado de Río Negro, se eliminaron indebidamente 20 toneladas de plaguicidas clorados y organofosforados
pero la situación fue remediada en 1998. Una reserva obsoleta de STP que consistía en 6 toneladas de DDT
residuales provenientes de programas para el control de la malaria concluidos fue depositada en el noroeste de
Argentina. La eliminación ilícita más importante y más conocida fue la de 30 toneladas de HCH y otros
organoclorados (principalmente DDT) que se efectuó en un pueblo de la provincia de Santiago del Estero,
Argentina. En Brasil, la dependencia ambiental del estado de Sao Paulo publicó una lista de 255 puntos
críticos; de éstos, 162 están contaminados con hidrocarburos (CETESB). Existen tres sitios conocidos
contaminados con compuestos organoclorados en Paulinia, São Paulo, Cubatão, Sao Paulo (varios compuestos
organoclorados) y Cidade dos Meninos, Río de Janeiro (HCH). En Chile se ha registrado la eliminación oficial
de cerca de 100 toneladas de aceites con PCB en la Región Antofagasta (CONAMA, 2001).
2.5 DATOS
FALTANTES
La información sobre fuentes en la Región está lejos de ser completa. No se dispone de mediciones
cuantitativas completas y la información de inventarios está fragmentada. Algunos datos oficiales sobre fuentes
no son de acceso público.
2.6 RESUMEN DE LAS FUENTES REGIONALES MÁS IMPORTANTES
A pesar de que la información está fragmentada, en términos de importancia relativa, los PCB son una de las
STP más importantes en la Región. Las fuentes de PCB son sobre todo zonas industrializadas y urbanizadas
con gran demanda de energía, y algunos sitios de eliminación.
Los PAH también son STP prioritarias. A diferencia de los PCB, cuyo patrón de distribución es más
restringido, la generación de PAH es muy generalizada en la Región; tanto las zonas industrializadas, por la
generación y transporte de energía, como sitios remotos, por la combustión de biomasa, pueden ser fuentes de
PAH.
Tomando en cuenta las evaluaciones de estimaciones de posibles emisiones, las dioxinas y los furanos no
parecen ser estar en el mismo nivel de prioridad que los PCB y los PAH. Sin embargo, los datos cuantitativos
son limitados, y los inventarios aún no se han completado (los primeros inventarios fueron realizados por
Uruguay) por falta de información sobre algunos procesos industriales.
Los plaguicidas clorados (ej., ciclodienos, DDT) fueron muy utilizados en la Región. Como consecuencia de
ello, hay varias reservas oficiales y sitios de eliminación que están a la espera de tratamiento final o
rehabilitación. La mayoría de estos sitios tienen más de 20 años y existe riesgo de emisión por falta de
tecnologías de saneamiento asequibles. El comercio y la eliminación ilícitos de plaguicidas clorados es otro
aspecto importante relacionado con las fuentes. El lindano y el endosulfán son dos STP posiblemente
importantes de preocupación reciente en vista de su gran uso en la Región. El pentaclorofenol y sus sales
también deben ser tomadas en cuenta, aunque su uso y distribución en la Región sean más limitados.
2.7 FUENTES DE PRIORIDAD REGIONAL
Las prioridades relativas a las fuentes fueron evaluadas en el primer taller técnico sobre fuentes y niveles
ambientales realizado en Campinas, Brasil (marzo de 2002) y en la reunión regional para el establecimiento de
prioridades celebrada en Viña del Mar, Chile en agosto de 2002. En ambas reuniones se logró un consenso
general en cuanto a prioridades relativas a las fuentes de STP:
PCB = PAHs > dioxinas y furanos > DDT = endosulfán = lindano = PCP > otros plaguicidas y
productos químicos industriales.
Por lo tanto, según estos resultados, son prioritarias las emisiones de PAH, considerando sobre
todo la combustión de biomasa y los inventarios sobre PCB. Las fuentes de dioxinas y furanos
deberían ser evaluadas y medidas en condiciones diferentes; debería confirmarse la combustión de
biomasa como fuente importante de PCDD y PCDF.
Ciertos plaguicidas, entre ellos DDT, endosulfán, lindano y PCP requieren atención en lo que
respecta a precisión y cuantificación de las principales reservas existentes.
22
2.8 REFERENCIAS
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23
3 NIVELES AMBIENTALES, CARACTERIZACIÓN TOXICOLÓGICA Y
ECOTOXICOLÓGICA
Como hay muy pocos datos ecotoxicológicos en la Región, la mayor parte de esta sección hace referencia a
niveles ambientales y patrones espaciales. La información está concentrada por lo general en zonas densamente
pobladas, a lo largo de las extensas cuencas hidrográficas de los principales ríos de la Región, como el
Amazonas, el Paraná y río de la Plata. Por consiguiente, la base de datos está muy sesgada hacia los medios
ambientales de agua dulce. A pesar del gran desarrollo de zonas litorales del Atlántico y Pacífico, éstas han
recibido relativamente menos atención. Otra tendencia general regional sobre la información ambiental de STP
es la contribución desigual desproporcionada entre países, lo que refleja los diferentes patrones de desarrollo
económico y técnico.
3.1 NIVELES Y TENDENCIAS
3.1.1 STP en aire
No hay programas regionales de monitoreo regular de STP en al aire. Los datos disponibles representan unas
pocas áreas geográficas de la Región. Esto contrasta con otros medios ambientales, y refleja la poca atención
que se presta al monitoreo atmosférico. Hay que recalcar la escasa representatividad de estas mediciones dada
la gran variabilidad de masas de aire que cruzan la Región. La Tabla 3.1. presenta los datos sobre STP en el
aire.
Tabla 3.1 STP en aire
Concentración de STP (ng/m3) PCDD/PCDF (pg-TEQ/m3)
PCDD/
PCB
HCH
Clordanos DDT
Heptacloro PCDF PAH
Muestras
Partículas
(rango)
1
3 1-1.5 1-1.5 1-1.5 1-1.5 3-394 0.342-294
Emanaciones de
chimeneas
1,000
Deposición
13,986-
(rango)*
5.9-1,344.0
18,000 0.55-1.319
* deposición expresada en ng/m2/d.
3.1.1.1 PCB
En la Región se han realizado pocas mediciones de PCB en aire. Los informes sobre PCB en Santiago de Chile
indicaron valores entre 1.04 y 1.75 ng/m3, comparables con los de otras zonas urbanas del mundo (CENMA-
CONAMA 2002). En Temuco, Chile, los niveles de PCB en partículas atmosféricas cuyo diámetro no rebasaba
los 2.5 µm (PM2.5) variaban entre 0.67 ng/m3 y 1.7 ng/m3, mientras que en Santiago los niveles registrados se
encontraban entre 1.15 y 2.7 ng/m3 (Mandalakis y Stephanou, 2002). Para nuestra sorpresa, no se observaron
grandes diferencias en los niveles de las dos ciudades, pese a la diferencia en densidad de población, lo que
indica que la atmósfera de esas dos ciudades chilenas están bastante contaminadas con PCB aun comparadas
con otras zonas urbanizadas del mundo.
Los datos sobre otras zonas urbanas en Argentina (ciudad de La Plata) indican valores bajos de PCB, de 1 a 3
ng/m3 , mientras que los niveles de plaguicidas clorados se encontraban eran bajos, de 1 a 2 ng/m3 (Colombo,
1993, no publicado).
En el sureste del océano Atlántico, los datos presentados por Ockenden y col. (2001) revelan la presencia de
varios congéneres de PCB en las Islas Malvinas. Los niveles de PCB 28,52,101,153/132 y 138 se encontraban
entre 0.13 y 3.1 pg/m3, con las concentraciones más elevadas en los congéneres menos clorados. Las
concentraciones del aire sobre el mar rebasaron los 100 pg/m3 de PCB 28, pero tan sólo 0.67 pg/m3 de PCB
138. También se registró una tendencia temporal de incremento de los niveles atmosféricos en periodos de
verano con concentraciones variables según la estación de muestreo. Los niveles promedio de los PCB totales
24
suman 5.1 pg/m3. Esto refleja la presencia de fuentes locales o bien el impacto del transporte por aire o agua
hacia lugares remotos en todo el hemisferio sur.
En Brasil se realizaron mediciones de concentración de PCB en muestras de aire así como de la deposición
total, en Araraquara (estado de São Paulo), en la ciudad de São Paulo, y en Cubatão (estado de São Paulo). Las
concentraciones atmosféricas se encontraban entre 2 y 6.5 ng/m3 (ambiente) y la deposición entre 0.9 y 1.3
ng/m2/d (Zancul y col., 1999). Presentamos información más detallada en el estudio de caso incluido en un
recuadro al final del presente capítulo.
3.1.1.2 Dioxinas y furanos
Hay muy pocas mediciones de los niveles atmosféricos de PCDD y PCDF en la Región. Se registran pocos
datos sobre Brasil, y un interesante estudio realizado por Lohmann y col., (2001) en una transección de
Lancaster, Reino Unido, hacia el sur del océano Atlántico registró datos de zonas costeras y zonas en alta mar
en Argentina, Brasil y Uruguay. Las concentraciones calculadas fueron muy bajas (en comparación con los
valores calculados del hemisferio norte). La única excepción fue Montevideo (Uruguay), que presenta un valor
anormalmente elevado de 4000 fg/m3 de Cl4-Cl8 PCDD/PCDF equivalente a 40 fg TEQ /m3. Se precisa más
investigación para determinar las fuentes principales en este área.
En general, las concentraciones en el aire ambiente registradas son comparables con las encontradas en áreas
remotas. De hecho, en las Islas Malvinas, los niveles de PCDD fueron de 330 fg/m3 en el caso del congénere
Cl4-Cl8, muy similares a las áreas remotas en la costa irlandesa. Los datos registrados para Brasil (Krauss,
2000; Zancul y col., 1999) también indican concentraciones bajas de PCDD/PCDF (Tabla 3.2).
Table 3.2 Concentraciones atmosféricas de PCDD/PCDF en Brasil
Lugar
pg I-TEQ/ m2/d
fg I-TEQ/ m3
Cubatão, SP
8 72
38-48
Sao Paulo
32 78
86-169
Araraquara
0.2 17
16-267
Cantagalo, RJ
0.6 2.5
28
Santa Cruz, RJ
149 262
994
Barra Mansa, RJ
4.2 39
18-839
Volta redonda, RJ
1.8 3.2
3
Belford Roxo, RJ
51 54
----
Manaus, AM
0.2 8.7
----
Los otros países de la Región (Argentina, Ecuador, Bolivia, Chile, Paraguay, Perú) no presentaron datos de
PCCD/PCDF en aire. Es interesante señalar que la mayoría de los datos presentados constituyen sólo
información aislada obtenida de publicaciones científicas. Como conclusión general, parece que hay niveles
residuales de PCDD/PCDF detectables en muestras de aire; los niveles ambientales son muy bajos y es dificil
comparar datos ya que éstos provienen de unas pocas muestras.
3.1.1.3 PAH
A diferencia de otras STP, los PAH han sido analizados con mayor frecuencia en muestras de aire en la Región.
Argentina presentó 4 datos que corresponden a PAH en materia particulada en el sur de la Patagonia. Las
concentraciones de PAH en partículas en aire de Puerto Madryn eran de 6 ng/m3 en promedio, mientras que las
del parque industrial local, lugar donde se encuentra la planta de aluminio más grande del país, alcanzaron los
1,000 ng/m3 (Ares y Zavatti, 1993). El benzo(a)pireno predominaba en muestras de emanaciones de chimeneas
pero descendía notablemente en muestras de aire, lo que se atribuye a su rápida desintegración a benzo (ghi)
perileno y sobre todo a benzo(k) fluoranteno, que es más abundante. En la ciudad de La Plata (Buenos Aires)
los PAH particulados totales se encontraban entre 3 y 30 ng/m3 y las concentraciones más altas se observaron
en el otoño e invierno, debido a que la actividad fotoquímica durante los meses fríos es menor (Catoggio y col.,
1989). Los compuestos predominantes fueron pireno, fenantreno, benzo(a)pireno y benzo(a)antraceno, lo que
muestra la importancia de fuentes pirogénicas. Los niveles de benzo(a)pireno se situaban entre 0.09 y 2.3
ng/m3. Los niveles más altos de hidrocarburos alifáticos semivolátiles y plomo confirmaron la importancia de
fuentes móviles durante el día en esta zona urbana (Colombo y col., 1999; Bilos y col., 2001).
Adonis y col. (2000) calcularon los niveles de PAH en muestras de aire en Santiago de Chile. Estos datos
constituyen la única tendencia temporal publicada de PAH en materia particulada en aire (MP10). Los valores
registrados son mayores que los de otras zonas urbanas de la Región. Las concentraciones se encontraban entre
25
43 y 294 ng/m3. Los valores más altos se detectaron en 1992 (Adonis y col., 2000), con un descenso neto de
PAH en los últimos años. Los niveles promedio de benzo (a) pireno fueron de 9.2 en 1995 y de 4.9 ng/m3 en
1996. Otros PAH carcinógenos detectados fueron benzo(k) fluoranteno (23.5-4.3 ng/m3 en 1992) y dibenzo
(a,h) antraceno (54.5 ng/m3 en 1992, 49.4 ng/m3 en 1994 y 4.5 ng/m3 en 1996). Los autores sugieren que
aunque los niveles de PAH en el aire se han reducido, los valores siguen siendo elevados y representan un
riesgo potencial para la salud humana.
Hay pocas mediciones de niveles de PAH en aire (10 conjuntos de datos) en Brasil. En Salvador (estado de
Bahía), el estado de Amazonas, Araraquara (estado de São Paulo), ciudad de São Paulo y Cubatão (estado de
São Paulo) se calculó la concentración en aire y la deposición (húmeda y seca) total. Los valores más altos se
detectaron en la zona industrial de Cubatão (55 ng/m3); en la ciudad de São Paulo las concentraciones se
encontraban entre 3 y 15 ng/m3, en comparación con los niveles entre 0.003 y 1.5 ng/m3 de otras regiones
(Vasconcellos (1996); Vasconcelos y col., (1998); Zancul y col., 1999; Beretta (2000); Franco (2001);
Vasconcellos y col., en prensa).
En Brasil, los resultados obtenidos de PAH en la atmósfera de Araraquara (una zona agrícola en la que
predominan las plantaciones y la quema de caña de azúcar) indican valores inesperadamente bajos de estos
compuestos. Como explicación, se propone que posiblemente la mayoría de las quemas en estas plantaciones
son sin llama (o sea a baja temperatura), lo que no favorece la formación de PAH. Además, no se separaron los
PAH de las otras fuentes pirogénicas, lo que complica la interpretación. Los principales PAH detectados fueron
benzo[b]fluoranteno y benzo[k]fluoranteno (Franco, 2001).
Los resultados presentados en la Tabla 3.1 muestran el valor en fase gaseosa en el invierno de 1994 y el verano
de 1995, cuando se analizaron 25 muestras para determinar los PAH totales. Los resultados de
benzo(a)antraceno iban de 15 a 732 pg/m3. La ocurrencia de niveles considerables de ciertos congéneres de
PAH y de derivados de metil-PAH en partículas atmosféricas recogidas en la selva amazónica en agosto y
septiembre de 1993 sugiere emisiones de grandes incendios forestales en ese área. De hecho, se observó un
patrón similar de PAH en partículas emitidas por la combustión de biomasa realizada en condiciones de terreno
y controladas. La distribución de PAH registrada en bosque tropical resultó bastante distinta a la observada en
muestras de zonas urbanas (estado de São Paulo, Brasil y Roma, Italia) y suburbanas (Montelibretti, Italia) ya
que las partículas en el aire provenían tanto de la quema de bosques como de emisiones de vehículos
automotores. Los niveles de PAH total en la selva amazónica fueron sorpresivamente altos en comparación los
que comúnmente se registran en zonas forestales, agrícolas y suburbanas de Europa y América del Norte.
Un estudio realizado en el invierno de 1991 en una comunidad rural del sur de Brasil investigó el impacto de
las estufas de leña en la calidad del aire en interiores. Las concentraciones de PAH, NO2 y materia particulada
suspendida (MPS) fueron monitoreadas en hogares en que se utilizaban estufas de leña, y los resultados fueron
comparados con las concentraciones obtenidas en hogares en que se utilizaban estufas de gas. Tal como se
esperaba, se registró una concentración más elevada (p<0.01) de PAH, y concentraciones mucho más elevadas
(p=0.07) de MPS por el uso de estufas de leña. En cambio, las concentraciones de NO2 fueron ligeramente más
altas en los hogares con estufas de gas. Estos parámetros fueron mínimamente afectados por el humo de
cigarrillo, la contaminación atmosférica u otras emisiones de productos de combustión en exteriores. Los
resultados parecen respaldar la hipótesis de que las estufas de leña son factores de riesgo de algunos tipos de
cáncer de vías digestivas y respiratorias superiores en Brasil (Hamada y col., 1992).
3.1.1.4 Datos
faltantes
Obviamente, en la Región existe una gran carencia de datos sobre PCB y dioxinas en el aire. Se necesitan
programas sistemáticos e intensivos para determinar el destino ambiental de estas STP en la Región,
especialmente el de los congéneres de PCDD/PCDF altamente tóxicos. Se obtuvieron sólo unos cuántos datos
sobre plaguicidas en el aire, por eso es muy difícil evaluar su destino e impacto en la Región.
3.1.1.5 Recomendaciones para monitoreo
Como la combustión de biomasa es una de las fuentes de energía más importantes en la Región, se recomienda
la vigilancia de los niveles de PAH en el aire, tanto en zonas densamente pobladas como en sitios remotos de la
Región. Otro candidatos idóneos para el monitoreo atmosférico son los PCB, sobre todo en las ciudades más
pobladas. También se precisa el muestreo de aire en áreas remotas a fin de evaluar el potencial de transporte a
grandes distancias de estos contaminantes. En las tierras altas pueden encontrarse niveles más elevados de STP,
por lo que sería interesante vigilar los niveles atmosféricos también en esas zonas muy pobladas como Quito,
La Paz, etc.
26
Se ha propuesto el uso de bioindicadores (musgo y líquenes) como buenos sustitutos y trazadores de los niveles
troposféricos de STP. Por otro lado, los dispositivos de muestreo semipermeables (SPMD, por sus siglas en
inglés) también parecer ser buenas herramientas para monitoreo atmosférico (Ockenden y col., 1998).
3.1.2 STP en suelos
Los suelos son sumideros naturales de compuestos persistentes y lipofílicos, que se adsorben con fuerza al
carbono orgánico y permanecen relativamente inmóviles en esos depósitos (Mackay, 2001). Por eso, el suelo es
una matriz típica de acumulación con "larga memoria", de ahí que los depósitos de STP permanecerán con una
mínima desintegración y vidas medias largas. A los suelos entran contaminantes ambientales por distintas vías,
por ejemplo, por la aplicación directa de plaguicidas, deposición atmosférica, utilización de compostas o de
lodos de depuración, derrames, erosión de zonas contaminadas cercanas e irrigación con aguas contaminadas.
Una vez detectada la contaminación de suelos con STP, debe realizarse una evaluación histórica para
determinar la trayectoria de entrada predominante (algunos análisis de patrones pueden proporcionar más
evidencias). En general, es difícil determinar el momento en que se contaminó el suelo. Las concentraciones en
suelo suelen reflejar la contaminación de base de una zona. Por lo tanto, las áreas urbanas presentan
concentraciones más elevadas que las rurales, al menos en el caso de STP generadas por actividades
industriales pero, obviamente, cabe esperar niveles más elevados de plaguicidas con STP en suelos tratados
tradicionalmente con estas sustancias.
3.1.2.1 Monitoreo regional y otras actividades
No se han realizado actividades rutinarias de monitoreo que ayuden a establecer un panorama claro de los
niveles de STP en suelos de la Región. Casi todo los datos obtenidos hacen referencia a zonas urbanas
contaminadas. Muy pocos estudios abarcan áreas extensas. A finales de los años 1980, Chile realizó un estudio
nacional para evaluar los niveles de plaguicidas (de DDT) y metales pesados en suelos.
Se ha obtenido muy poca información de varios países, así que la base de datos es limitada y quizás no refleje
la situación real en toda la Región. La Tabla 3.3 muestra la concentración de STP en muestras de suelos de
Chile y Brasil.
Tabla 3.3 Rangos de STP y valores promedio en suelos
STP (µg/kg de ps) PCDD/PCDF (ng I-TEQ/kg)
HCH DDT
Heptacloros
aldrina dieldrina
endrina
HCB
Endosul
PCDD/F PAH
-fán
Escala 2-109,290 2-7,868,000
2,79-2,145,000 2,8-24,280
4-11,838 1,7-15,897
20-180 0.001-1.607 50-1,000
Media
18,270
1,124,040 715,002 7,322 1,983 5,300
6,480
100 0.027
Desv.
44,591 2,973,807 1,238,414 11,548 4,409 9,177 113
0
estándar
14000
12000
Aldrina
10000
Dieldrina
8000
Endrina
)
DDT
6000
HCH
co 4000
HCB
PCB
2000
Clord.
Hept.
p
e
s
o
se
Dioxina
(
Furano
0,04
Endos.
PAH
0,03
/
µ
g
/
kg
nc
0,02
Co
0,01
0,00
J
J
/
R
P
P
S
G
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r
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x
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C
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C
A
R
u
D
Ub
Imagen 3.1 Niveles de STP en suelos de Brasil (µg/kg, peso seco)
27
Krauss (2001) ha proporcionado recientemente datos de niveles de dioxinas y furanos en suelos que indican
niveles muy altos en diversos lugares, en especial en una antigua planta de producción de HCH (Tabla 3.4).
Tabla 3.4 Niveles de dioxinas y furanos en suelos de Brasil. Escala en ng I-TEQ /kg.
SP: Sao Paulo, RJ: Río de Janeiro, AM: Amazonia, MG:Minas Gerais
Lugar
Rango en ng I-TEQ /kg
Cubatao SP
11-34
Araraquara SP
0.1-1.2
Manaus AM
0.05-0.4
Formiga MG
1.4-654
Áreas industriales RJ
1.1-654
Áreas recreativas RJ
0.03-1.8
Duque de Caxias RJ
13,900
Los suelos de la cuenca del Amazonas contenían 0.02-0.4 ng I-TEQ/kg de PCDD y PCDF, y 0.1-7.7 g/kg de
PCB. Las bajas concentraciones de PCDD/PCDF se explicaron por la ausencia y falta de formación de dioxinas
en las quemas de bosques, o por una falta de ácidos húmicos en suelos que evitaron la adsorción de dioxinas.
Este fenómeno también refuerza la hipótesis de que las dioxinas medidas durante la combustión de biomasa
pudieron generarse por volatilización y no por formación in situ (Krauss y col., 1995). El trabajo de Torres y
col. (2002) describió la presencia de residuos de DDT en áreas del sur de la amazonía brasileña. Considerando
que desde 1985 está prohibido el uso del DDT en la agricultura, la presencia de este compuesto en niveles más
elevados que los de sus principales metabolitos sugiere que la contaminación actual se deriva del uso más
reciente del plaguicida o de otro principio activo contaminado con DDT.
Braga y col. (2000) detectó valores más elevados de dioxinas en muestras de suelo recogidas de un área
supuestamente rehabilitada de Cidade dos Meninos (estado de Río de Janeiro, Brasil), punto crítico de STP
conocido debido a las reservas abandonadas por una fábrica de plaguicidas operada por el Ministerio de Salud y
que ahora está desactivada.
Se ha evaluado el nivel de PCDD/PCDF, PCB y PAH en 21 muestras de desechos sólidos municipales (DSM)
de Brasil con diferentes grados de maduración. El estudio mostró que casi todas las concentraciones de
PCDD/PCDF rebasan los niveles aceptables según las normas alemanas (17 ng L-TE/kg), sobre todo las de las
muestras de áreas metropolitanas. No obstante, estos resultados son similares a los hallados en Alemania. En el
caso de PCB, la concentración promedio de la suma de los seis congéneres (28, 52, 101, 138, 153 y 180) fue
aproximadamente 3 veces más baja que la de las muestras de Alemania, todas ellas por debajo del valor
establecido por la legislación (0.2 mg/kg) (Grossi y col., 1998).
En 18 muestras de suelos superficiales de Uberlândia (Minas Gerais, Brasil), la concentración de PAH se
encontraba en el rango 7-390 g/kg, y la concentración de PCB variaba entre 0.05 y 1.25 g/kg. Estos valores son
similares, o inferiores, a las concentraciones de base generalmente registradas en suelos templados (Wilcke y
col., 1999).
A finales de los años 1980, Chile realizó un estudio nacional en las zonas agrícolas del país. A continuación se
presenta un resumen de los valores registrados. La conclusión general de este estudio indicó niveles bajos de
plaguicidas clorados en suelos superficiales de diferentes zonas agrícolas, si bien la frecuencia de detección fue
relativamente alta.
28
80
PCBs
HCHs
CHLs
DDTs
HPTs
ALD
DIEL
ENDr
70
60
e
c
o)
s 50
s
o
pe 40
g,
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( 30
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C 20
10
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II)
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I
)
o
,
Imagen 3.2 Concentraciones de STP (ng/g ps) en suelos de Chile
3.1.2.2 Programas nacionales de monitoreo
Por lo que sabemos, en años recientes no se han realizado actividades de vigilancia rutinaria centradas en la
contaminación de suelos con STP en la Región. Brasil está poniendo en marcha un programa nacional de
vigilancia de mercurio en suelos y en otras matrices ambientales para las regiones del Amazonas y del Pantanal,
pero en esta primera fase no se consideran otras STP.
3.1.2.3 Puntos críticos en la Región
Se reconoce que probablemente varias reservas de STP son fuentes importantes para suelos, pero hasta ahora se
han reunido pocos datos. Hace poco, algunas instituciones en Chile, y el IBAMA en Brazil, emprendieron un
proyecto para identificar sitios contaminados con PCP y otros productos químicos. Se considera que pronto se
presentarán más datos sobre suelos contaminados, a medida que los programas se ponga en marcha.
Tabla 3.5 Valores de STP en suelos obtenidos en algunos puntos críticos en Brasil. Concentración (mg/kg)
Zona HCH
DDT
Hept.
Ald.
Diel.
Endr.
HCB Endosul Diox PAH
Referencia
Rio de Janeiro, 0.3
Oliveira
y
col.,
RJ
1996
Rio de Janeiro,
0.014
Braga y col., 2000
RJ
Paulínia, SP
243
118
159
Jardim y col.,
(2000)
Canoas, RS
109
787
215
5
2
6
CETESB (1997)
En el estudio realizado por Oliveira y col. (1996) se demostró que el riesgo de contaminación se limitaba a la
población aledaña a la zona contaminada, y al consumo de alimentos y otros productos producidos en Duque de
Caxias (estado de Río de Janeiro, Brasil). En esta Región operó durante muchos años una planta de lindano del
Ministerio de Salud, y cuando fue clausurada, en 1955, muchas toneladas de plaguicidas quedaron en ese área.
Se detectó un nivel sumamente elevado (del orden de cientos de mg/kg) de contaminación de suelo superficial a
distancias hasta de 100 m de la antigua planta.
Los valores elevados de STP en suelos obtenidos en Canoas (RS) fueron asociados con una fábrica de
plaguicidas. En Paulínia (estado de São Paulo) la empresa Shell Chemical produjo plaguicidas de 1975 a 1993,
y contaminó el suelo con aldrina, endrina y dieldrina.
Otro caso conocido de punto crítico de STP (dioxinas y furanos) en Brasil es el de la empresa Solvay Company,
en Santo André, estado de São Paulo. En el informe de CETESB (2000) se mostró que las muestras de cal
recogidas en agosto y diciembre de 1998 tenían concentraciones entre 0.1 y 31138 ng/kg TEQ de dioxinas y
furanos. En marzo de 1998 se detectaron niveles elevados de dioxina en la leche producida en el estado alemán
de Baden-Wurttemberg, lo que provocó que ésta fuese retirada del mercado. El origen de esta contaminación se
rastreó hasta el pienso del ganado, que estaba contaminado con altos niveles de dioxinas. Seis componentes del
pienso fueron analizados por separado y se determinó que la fuente eran pellets de pulpa de cítrico provenientes
de Brasil. Una empresa intermediaria, la Carbotex Ind. & Com. de Cal Ltda, había vendido la cal producida por
Solvay en Santo André desde 1986.
29
Rhodia (ciudad de Cubatão, estado de São Paulo) producía sustancias químicas utilizadas para tratamiento de
madera, como pentaclorofenol, pentaclorofenato de sodio, así como tetracloroetileno y tetracloruro de carbono.
Los principales compuestos químicos de desecho de la producción de estas sustancias fueron HCB,
hexacloroetano y hexaclorobutadieno. En 1984 se notificó que la empresa tenía 11 vertederos ilícitos de
desechos en la zona.
3.1.2.4 Datos
faltantes
Es evidente la carencia de datos espaciales, por eso, la contaminación de suelos no ha sido bien documentada
en la Región. Está claro que se necesita una base de datos más amplia sobre STP en suelos, sobre todo por la
relación directa entre calidad del suelo y producción agropecuaria. Otros aspecto importante relacionado con
los puntos críticos es la renuencia de las dependencias gubernamentales a proporcionar datos y reconocer la
existencia de áreas contaminadas. En este contexto, se subraya la publicación reciente de áreas en riesgo (suelo
contaminado) en el estado de Säo Paulo, de parte de la dependencia oficial de Medio Ambiente
(www.cetesb.sp.gov).
3.1.2.5 Recomendaciones sobre monitoreo
Es evidente la necesidad de una programa regional de monitoreo de suelos, que debería orientarse hacia la
identificación y clasificación de puntos críticos y contaminación histórica de fondo. Esto permitirá establecer
relaciones entre fuentes y receptores, así como cuantificar el potencial de reciclado de STP.
3.1.3 STP en ambientes de agua dulce
3.1.3.1 STP en aguas
Como se ha indicado, casi toda la información sobre niveles se extrajo de los principales ríos de la Región. La
Tabla 3.6 presenta las escalas y promedios regionales de STP en agua. La base de datos no es totalmente
representativa de toda el área pues la información pertenece sobre todo a Argentina y Brasil (alrededor del
95%) y en menor grado a Uruguay, Ecuador y Chile. Hace falta información de otros países. Casi todos los
datos corresponden a plaguicidas clorados (> 90%) y PAH (8%), con unos pocos informes sobre PCB (1%) y
compuestos orgánicos de mercurio (< 1%, y sólo en Brasil). El único trabajo publicado sobre PCDD y PCDF
en agua es el informe reciente del CETESB de un estudio ambiental en la bahía de Santos (estado de São Paulo)
(ver recuadro al final del presente capítulo). Los valores de las 25 muestras analizadas eran todos inferiores a
los límites de detección. En general, varios niveles elevados de plaguicidas en aguas dulces de la Región
sugieren un situación compleja pero, en general, la escasa representatividad de los datos exige una
interpretación cautelosa. Normalmente sólo se monitorean ecosistemas presuntamente contaminados, y nunca
se han emprendido programas regionales de monitoreo del agua a gran escala. Además, con frecuencia no se no
se incluyen en la base de datos los niveles no detectables, es decir que los valores promedio de la Tabla 3.6
sobrestiman el panorama regional por la fuerte influencia de los sitios contaminados.
Tabla 3-6 Rangos y promedios de STP en agua. Los valores entre paréntesis son de casos críticos.
PTS (ng/l) - PAHs (µg/l)
PCB HCH Clordanos DDT Heptaclo
Aldr. Dieldr. Endr. HCB Endos.
Mirex
PAH
Comp.
ros
org. Hg
Rango 7-39
3-790
0.6-400
0.6-6510 0.9-1060
1-3710 0.8-5000 2-230
1-14160 1-1900 0.3 1.9-41
(7300)
(7500)
Media 17
146
104 (703)
1267
206
74 (187)
42 (447)
100
418 (1384)
343
16
(622)
Desv.
14 191
124 (1978)
1920
274
79 (647)
50 (1200)
61
422 (3280)
529
12
estándar
(1572)
Sólo se han registrado PCB en el río Uruguay, río Paraiba (Río de Janeiro), río de la Plata (Argentina) y río
Biobío en Chile. En el río Uruguay, las concentraciones (7 ng/l; DINAMA-SOHMA, SHN, 1998) rebasan el
límite recomendado de Argentina de 1 ng/l. La USEPA recomendó un valor orientativo de 14 ng/l. En el río de
la Plata, los niveles de PCB en sedimentos contaminados cerca de Buenos Aires son aún más altos que este
valor orientativo más permisivo (ver estudio de caso del río de la Plata en el Anexo III). En el río Biobío las
concentraciones de PCB también rebasan los valores recomendados (22 ng/l; Gavilán y col., 2001), y son
comparables a las registradas en otros medios ambientales. En Brasil, Telles (2001) mostró que las
30
concentraciones de PCB y de compuestos organoclorados en muestras de aguas superficiales recogidas en el
estado de Pernambuco eran inferiores al límite de detección. Otro estudio importante realizado en Brasil por
UFSCar/UNICAMP/CETESB (Proyecto Qualised) arrojó niveles no detectables de PCB en columnas de agua y
aguas intersticiales en el río Tiete.
Los niveles de plaguicida son muy variables (0.6-14160 ng/l), lo que refleja las diferencia de condiciones entre
ecosistemas, desde ambientes con menos impacto hasta corrientes muy contaminadas, en zonas densamente
pobladas e industrializadas cerca de Buenos Aires y Sao Paulo. El heptacloro, HCH, aldrina y DDT son los
plaguicidas registrados con mayor frecuencia en aguas, y constituyen más del 60% de la base de datos.
Como se previó, considerando su mayor solubilidad en agua, el lindano y sus isómeros se detectan con
frecuencia a niveles elevados (media general = 622±1572 ng/l). La información refleja principalmente datos de
Argentina (47 casos de 56), que presenta altas concentraciones de HCH (0.3-7 µg/l) en el río Reconquista,
Buenos Aires (Topalián y col., 1996; Rovedatti y col., 2001) pero también en algunas zonas del norte y del
centro (San Luis, La Pampa, Corrientes, Entre Ríos, Sta. Fe; García Fernandez y col., 1979; Caviedes Vidal,
1998), que exceden de 3 a 400 veces los parámetros canadienses (10 ng/l). Excluyendo estos sitios críticos, la
media general desciende drásticamente a 146±191 ng/l pero sigue siendo más alta que dichos parámetros. En el
río de la Plata se han registrado altas concentraciones hasta de 520 ng/l en los alrededores del desagüe de
Buenos Aires (ver estudio de caso). Los datos de HCH de importantes ríos argentinos en el norte (Paraná,
Uruguay, río de la Plata) o en el sur del país (Negro, Limay) son siempre superiores a 10 ng/l, lo que sugiere
que estos compuestos son objeto de preocupación en el país. Los niveles relativamente altos de plaguicidas en
el río Negro, Patagonia, reflejan una intensa actividad agrícola en este valle (hortalizas y frutas) y el
correspondiente uso de plaguicidas, ej., compuestos organofosforados, dicofol, endosulfán, endrina y
heptacloro (Natale y col., 1988). En el ecosistema Guayas en Ecuador se detectaron altos niveles de lindano,
hasta de 15 µg/l pero en general, los valores se encuentran entre 1.6 y 890 ng/l. (Resabala y col., 2002).
En la Región hay una distribución más amplia de datos sobre heptacloro y aldrina, cuyos promedios generales
son más bajos que los de HCH (206±274 para el heptacloro y 187±647 ng/l para la aldrina); aún así, siguen
siendo superiores a las directrices (3.8-4 ng/l, de Canadá y la USEPA). La dieldrina presenta una situación peor,
particularmente en Brasil, que tiene el conjunto de informes más completo sobre dieldrina (12 de más de 19
casos), y los niveles más elevados. El promedio general de dieldrina (447±1200 ng/l) es de casi un orden de
magnitud superior a las directrices de la USEPA (56 ng/l). La media general para aldrina y dieldrina está
superada por unos cuantos sitios contaminados en Brasil (3710 ng/l de aldrina y 1000-5000 ng/l de dieldrina;
CETESB, 1997; Chagas y col., 1999) y Argentina (dieldrina: 1429 ng/l; Caviedes-Vidal, 1998). Excluyendo
estos valores particulares, los promedios se reducen entre 3 y 10 veces (42-74 ng/l), acercándose más a los
valores guía. Un estudio de Ecuador registra concentraciones de heptacloro entre 0.1 y 500 ng/l en aguas de ríos
(Resabala y col., 2002).
El DDT también se registra con frecuencia en concentraciones muy elevadas, o sea que la media general
(1267±1920 ng/l) es el doble de la de los HCH más solubles. Los informes de medios ambientales de agua
dulce en el norte de Argentina y Brasil indican niveles muy elevados (1000-6000 ng/l), superiores en más de 3
órdenes de magnitud a las directrices de la USEPA (1 ng/l), lo que sugiere entradas mayores posiblemente
relacionadas con las explotaciones agrícolas subtropicales y el control de vectores. Sin embargo, esta
variabilidad probablemente contenga incertidumbres metodológicas, sobre todo en trabajos más antiguos, pues
se sabe que es más difícil realizar análisis en agua de compuestos altamente hidrofóbicos, como DDT. Como se
observó en el caso de HCH, excluídos los datos críticos, el promedio de DDT se reduce a unas cuantas decenas
de ng/l pero sigue siendo una o dos veces superior a las directrices. Un informe también de Ecuador indica altas
concentraciones de DDT en aguas superficiales, entre 0.01 y 50 µg/l de DDT, pero los autores afirman que la
calidad de los datos debe tomarse con cautela (Resabala y col., 2002).
Las concentraciones de HCB presentan el promedio regional más elevado, similar al de los DDT pero con una
variación más grande en niveles (1384±3280 ng/l), que están dentro de los límites de los valores guía (USEPA:
3680 ng/l). Brasil, que tiene el conjunto de datos más grande sobre HCB (25 casos de 31) y las concentraciones
más elevadas (6000-14160 ng/l), rebasa este promedio (Celeste y col., 1987; CETESB, 1997). Un informe de
Ecuador registra concentraciones entre 9 y 14 ng/l en aguas superficiales en el ecosistema de Guayas (Resabala
y col., 2002).
Las concentraciones de PAH en agua son relativamente altas (promedio:16±12 µg/l) pero la base de datos no es
homogénea. Por medio de GC-FID se han estimado concentraciones más bajas (1.8-12 µg/l) en los ríos
Uruguay y río de la Plata (ver Anexo III), mientras que los niveles más altos (8-41 µg/l) corresponden a
cálculos fluorimétricos en aguas marinas del litoral de la Patagonia afectadas por actividades de extracción de
31
petróleo crudo (Esteves y Commendatore, 1993). Las directrices de calidad de agua de Canadá para 11
diferentes PAH se encuentran entre 0.012 y 5.8 µg/l (media= 1.7±2.1 µg/l; suma= 18.2 µg/l).
Recientemente, Bisinoti (2002) y Roulet y col. (2000) han analizado la presencia de compuestos orgánicos de
mercurio en la columna de agua del río Amazonas. Los resultados muestran valores en el mismo orden de
magnitud que los que normalmente se encuentran en otras regiones del planeta.
Sólo en una de las 6,000 muestras analizadas en el programa de rutina (anual) dirigido por SABESP (empresa
de aguas en el estado de São Paulo) se detectó PCP en el agua potable que se suministra en la Región
metropolitana de São Paulo (Sabesp, 2002).
3.1.3.2 STP en sedimentos
La Tabla 3.7 presenta rangos y promedios de STP en sedimentos. En este caso, la base de datos (n= 214)
presenta una contribución más uniforme de diferentes países: Argentina (45%), Brasil (31 %), Chile (14 %),
Perú (10 %) y Uruguay (5%). La información por STP también está más equilibrada pero siguen predominando
los datos sobre plaguicidas clorados (61 %), seguidos por los PAH (23 %) y PCB (10%), PCDD/F (6 %),
incluidos dos informes de sedimentos costeros peruanos (Whelan y col., 1983) y diez del CETESB de Brasil
(2001) sobre un estudio ambiental en la bahía de Santos (estado de São Paulo) que también incluye compuestos
orgánicos de mercurio en sedimentos de la región del Amazonas. En general, como se observó en datos sobre
aguas, los datos de sedimentos indican una situación compleja en zonas densamente pobladas afectadas por las
entradas urbanas-industriales que presentan niveles más altos de STP, por ejemplo, de HCH, DDT, PCB,
mientras que los niveles de sedimentos de PAH son muy altos en zonas en donde se realizan actividades de
extracción de petróleo crudo y de petroquímicas.
Tabla 3.7. Rangos y promedio de STP en sedimentos. Los valores entre paréntesis pertenecen a casos críticos.
STP (µg/kg ps) - PCDD/F
µgTEQ/g
PCB HCH Clorda
DDT Hepta- Aldr. Dield. Endr. HCB Endosulfán
Mirex PCDD PAH comp.
nos
cloros
/PCDF
org.
Hg
Escala 0.8-23
0.1-15
0.2-15 0.1-48 0.1-17 0.02-4 0.2-5 0.2-2
0.1-22
0.5-49
0.03 0.04-5.12 0.1-286000 0.1
(580) (57100)
(85800) (2700)
(24000)
(22200) (26400)
(23500)
Media 9.1
(58)
3.2 4.2 9.7 3.9
1.4 1.0 0.8
6
9.4 (14008)
29520
(4395)
(4009)
(211)
(1847)
(3701)
(4473)
Desv.
7.7
4.4
5.7 14 5.4
1.5 1.3 0.6
13
20 (37037)
63492
Estándar
(149) (15836)
(18274) (748)
(6656)
(9063) (10762)
Las STP registradas con mayor frecuencia en sedimentos son DDT, HCH, PCB y heptacloros, y constituyen el
46% del total de la base de datos. Las concentraciones muestran una gran variabilidad, principalmente por
algunos sitios altamente contaminados en Argentina y sobre todo Brasil (puntos críticos), lo que representa
niveles mayores por 4-5 órdenes de magnitud (Machado y col., 1996; Costa y col.., 1997; Tavares y col., 1999;
Torres y col., 2002).
Algunos datos de Ecuador presentan niveles elevados de clordano, entre 142 y 669 µg/kg de peso seco en
sedimentos del río Taura Guayas (Resabala y col., 2002), mientras que los DDT y HCH presentan niveles más
bajos, de 6-16 µg/kg, respectivamente.
En Chile, Barra y col. (2001) registraron niveles bajos de DDT en una cala de sedimentos fechada de un sitio
urbano en el centro de Chile. En el periodo de 1972-1978 el patrón histórico de deposición alcanzó niveles
elevados hasta de 1,309 ng/m2/año y se redujo decididamente en los últimos años, después de la prohibición del
DDT en la década de los años 1980. Sin embargo, los índices actuales de deposición de lindano fueron
relativamente altos (188 ng/m2/año), lo que refleja su uso reciente.
Torres y col. (2002) analizaron muestras de sedimentos del sistema Paraíba do Sul-Guandu. Este río es la única
fuente de agua potable para más de 10 millones de personas del área metropolitana de Río de Janeiro. Se
detectaron bajos niveles de PCB en unos sedimentos superficiales. La concentración promedio de DDT fue de
aproximadamente 225 ng/g, mientras que el HCB se detectó en concentraciones residuales. Los sedimentos
recogidos cerca de la ciudad de Volta Redonda (estado de Río de Janeiro) mostraron niveles de PAH
32
aproximadamente 40 veces mayores que el valor promedio de la cuenca, lo que indica la presencia de una
importante fuente en esa ciudad.
En general, las concentraciones de PCB en sedimentos son relativamente altas, pero la base de datos está muy
sesgada hacia sitios contaminados en Argentina, el río Santiago (998 µg/kg; Colombo y col., 1990) y Brasil
(580 µg/kg; Lamparelli y col., 1996). Excluyendo estos sitios, la media general de PCB se reduce de 58±149 a
9.1±7.7 µg/kg, más baja que el parámetro canadiense para protección de vida acuática (34.1 µg/kg). Sin
embargo, los sedimentos contaminados del estuario del río de la Plata suelen rebasar este valor (ver Anexo III).
En el caso de plaguicidas clorados se observa esencialmente el mismo patrón registrado en PCB de algunos
sitios muy críticos y concentraciones residuales más homogéneas. Por lo tanto, el promedio de medias
generales rebasa siempre todas las directrices para sedimentos. Excluyendo este sitios más críticos (valores
entre paréntesis de la Tabla 3.7), los promedios generales se reducen por 2-3 órdenes de magnitud, pero siguen
siendo superiores a los parámetros canadienses para la protección de vida en aguas dulces, entre ellos el de
heptacloro (3.9±5.4 contra un valor de referencia de 0.6 µg/kg), DDT (9.7±14 vs 6.15 µg/kg), HCH (3.2±4.4 vs
0.94 µg/kg) y clordanos (4.2±5.7 vs 4.5 µg/kg).
Casi todos los informes sobre PAH corresponden a dársenas y puertos en zonas muy afectadas y, por lo tanto,
presentan una enorme variabilidad (0.1-286000 µg/kg). La media general de los PAH es muy alta
(29520±63492 µg/kg), rebasando por muchos órdenes de magnitud los parámetros canadienses para cada PAH
(5.9-111 µg/kg para 13 PAH; suma= 468 µg/kg). La mayoría de las zonas afectadas hacen referencia a un
tráfico intenso en los ríos Paraná, Uruguay y río de la Plata, sobre todo cerca de zonas densamente pobladas
como Buenos Aires y Montevideo, la zona costera patagónica de Argentina, en la que hay una gran actividad de
extracción y transporte de petróleo crudo, y en el río Tiete y zonas aledañas, cerca de Sao Paulo, Brasil.
Las concentraciones fluorimétricas totales de PAH en la Patagonia (29500±59300 µg/kg) son muy altas
teniendo en cuenta que se trata de sedimentos sobre todo gruesos (finos: 0.1-58%) con bajo contenido orgánico
(0.4-3.6%). Sin embargo, la evaluación por medio de CG-FID de la composición alifática de estas muestras
indicó un claro origen petrogénico en la mayoría de los sitios contaminados del Golfo de San Jorge,
severamente afectado por las actividades de producción y transporte de petróleo crudo (Commendatore y col.,
2000). Las concentraciones de PAH en el estuario del río de la Plata son por lo regular más bajas pero muestran
algunos valores críticos en bahías, dársenas y puertos (ver Anexo III).
3.1.4 STP en animales
Como se esperaba, los datos disponibles sobre STP en animales acuáticos y terrestres son relativamente escasos
en la Región, en comparación con otras regiones del planeta. Los organismos acuáticos son, de lejos, los
organismos más estudiados, y entre ellos los bivalvos y peces. Los datos sobre organismos terrestres se centran
casi por completo en aves, con algunos datos brasileños sobre bovinos e insectos. Como se observó en otros
receptores ambientales, la distribución regional de datos no es uniforme, y está centrada en gran medida en
ambientes costeros, sobre todo del Atlántico. La disponibilidad de datos refleja tanto la capacidad de cada
Región para mantener un programa rutinario de monitoreo ambiental como el monitoreo ambiental realizado
por universidades y centros de investigación, que son los generadores de datos más activos en Sudamérica. Los
datos presentados sobre organismos acuáticos y terrestres corresponden únicamente a Argentina, Brasil, Chile y
Perú, y la mayoría de ellos provienen de ecosistemas de agua dulce y estuarinos en los ríos Paraná-río de la
Plata, afectados principalmente por PCB, y la cuenca del Amazonas, donde al parecer los compuestos orgánicos
de mercurio son los contaminantes más importantes del área de selva.
3.1.4.1 Organismos
acuáticos
3.1.4.1.1 Moluscos
Considerando el medio marino de Sudamérica en conjunto, el programa más exhaustivo de monitoreo de STP
en organismos costeros es el Programa para la Vigilancia del Mejillón (Farrington y Tripp, 1995). Las
concentraciones de referencia de PCB se encuentran entre 200 y 700 µg/kg de lípidos en sitios no
contaminados, entre 1000 y 3000 µg/kg en muestras de sitios moderadamente contaminados, y entre 4000 y
13000 µg/kg de lípidos en la mayoría de los bivalvos afectados. Los sitios muestra que presentan niveles más
elevados de STP en la Región son Recife, Brasil (Imagen 3.3, BRRE), río de la Plata (ARRPi m, ver Anexo
III), y Punta Arenas, Chile (CHPA).
33
PCB
HCH
CLOR
DDT
16000
14000
12000
µ
g/kg lip)
10000
8000
CONC (
6000
4000
2000
i
L
m
A
A
L
A
M
S
R
A
A
R T
A
A
U
0
SL
A
BG
SB
PB
LP
R
C
C
FO
VI
BBL
RP
S
RCF
RIGZ
RUS
RRP
RRE
RUB
VEP
VEC
BR
B
BR
BR
BR
BR
R
URS
A
RRP
RMDP
AR
AR
A
A
CHP
CHL
A
CHA
PEP
PEC
C
CHP
BR
B
BR
A
CHCO
E COB
BR
A
A
A
Imagen 3.3 Vigilancia del Mejillón en Sudamérica. De izquierda a derecha, en dirección norte-sur en el
Atlántico (Aruba,Venezuela: VE, Brazil: BR, Uruguay: UR, Argentina: AR) y de sur a norte en el Pacífico
(Chile: CH, Perú: PE, Ecuador: EC, Colombia: CO).
De las STP mostradas en la Imagen 3.3, los PCB son los que predominan, seguidos por DDT y clordanos.
Tomando en cuenta todo los resultados obtenidos sobre organismos acuáticos y presentados en este informe,
sólo hay datos sobre PCB en los trabajos más recientes, mientras que cuando se consideran datos antiguos (> 10
años), DDT, HCH, drinas y HCB son las STP más comunes. En el caso de los PAH, cuyos datos se recopilaron
sobre todo recientemente, se observa la misma tendencia. En el río de la Plata, los PCB, plaguicidas clorados y
PCDD/PCDF mostraron un patrón espacial constante, con los niveles más altos alrededor de Buenos Aires y
una tendencia al aumento según el tamaño en almejas asiáticas utilizadas como organismos centinela (ver
Anexo III). Un estudio ambiental reciente del CETESB en la bahía de Santos (estado de São Paulo) constituye
otro estudio de los pocos que existen en la Región con datos sobre PCDD/PCDF en biota (CETESB ).
En el caso de los PCB, es difícil comparar los valores presentados pues algunos datos no están normalizados
por contenido en lípidos. En este contexto, al considerar todos los datos disponibles sobre bivalvos, la
concentración medible de PCB es de aprox. 20 ng/g en casi todos los datos recolectados, con valores superiores
a los 200 ng/g sólo en el estudio de Farrington y Tripp (1995). Es un resultado interesante y, según Lopes y
col. (1992), estos valores altos pueden reflejar una variación estacional de contenido de STP en bivalvos. Las
concentraciones en peso fresco de estos bivalvos son más bajos, por un orden de magnitud, que la directriz para
los PCB (0.15-0.2 comparado con 2,000 ng/g), y los patrones de concentración tienden a seguir el desarrollo
industrial y poblacional observado en las zonas costeras del Pacífico y del Atlántico.
40
35
28
31
30
44
25
49
52
/g
20
101
ng
105
15
110
118+149
10
138
5
153
180
0
187, 182, 159
189
P. Arenas
P. Arenas
P. Arenas
P. Arenas
P. Mont
P. Mont
Concepción
Concepción
Concepción
Valparaiso
Serena
Antofagasta
Arica
Arica
Arica
Imagen 3.4 Tendencia general de los PCB en bivalvos (Perumytilus purpuratus, Alacomya ater y Choromytilus
chorus) de 5 sitios costeros en Chile
Otras STP que merecen atención en bivalvos son DDT y PAH. En el caso de DDT, los valores promedio son
aproximadamente 10 veces más bajos que los observados para los PCB, bastante inferiores al valor guía
propuesto (5,000 µg/kg), y siguen un patrón similar observado en esta clase de compuestos. Hay datos sobre
34
PAH en un número limitado de muestras, incluidos los del Programa de Vigilancia del Mejillón antes
mencionado.
267
150
PAH (mg/kg lip)
100
50
i
A
A
U
A
L
A
A
L
0
VI
m
SL
FO
S
BG
SB
PB
LP
A
M
S
R
A
A
T
EP
BBL
RRE
BR
RCF
RIGZ
RR
RC
RP
RUS
RRP
V
RUB
VEC
BR
BR
B
BR
B
BR
BR
BR
BR
URS
A
A
RRP
RMDP
A
A
A
A
CCR
AR
A
A
A
CHP
CHP
CHL
CHCO
CHA
PEP
PEC
E
COB
Imagen 3.5 Datos sobre PAH del Programa de Vigilancia del Mejillón en América del Sur (Farrington y
Tripp, 1995). Mismas abreviaturas que en la Imagen 3.3.
Los datos mostrados sobre PAH (Imagen 3.5) coinciden con el patrón observado para los PCB. En áreas menos
contaminadas, los niveles de base en bivalvos son inferiores a 10 mg/kg de lípidos; son de 10 a 50 mg/kg en
muestras moderamente contaminadas, y superiores a 200 mg/kg en algunos sitios muy afectados como Punta
Arenas (Chile), Recife (Brasil), Concepción (Chile) y Bahía Camarones, Río de la Plata y Bahía Blanca
(Argentina). Las concentraciones elevadas en algunos de estos sitios puede asociarse a la producción de
petróleo en alta mar y actividades petroquímicas (Argentina, Patagonia y Brasil). Un patrón similar se observó
en la zona costera de Santos (estado de São Paulo), en que los bivalvos colectados en 26 puntos de la zona de
influencia de un complejo petroquímico mostraron valores hasta de 860 ng/g (sobre todo de naftaleno), tal
como se presenta en el informe de la CETESB (2001).
En el marco del Programa Internacional de Vigilancia del Mejillón (Sericano y col., 1995) se analizaron los
niveles de varios congéneres de PCB en cinco muestras recogidas en el ancho gradiente latitudinal de la costa
chilena, y los resultados se presentan en el Imagen 3.6. Como ya se ha mencionado, los resultados muestran
niveles muy bajos, que van incrementando conforme se baja hacia el sur del país.
3.1.4.1.2 Peces
La base de datos utilizada para evaluar la presente etapa de la contaminación de peces por STP se compone de
un conjunto de informes de Argentina (188), Brasil (377) y Chile (11), y la mayoría de los resultados están
normalizados por contenido en lípidos. En la Tabla 3.8 se expone un resumen de los resultados según esta
normalización. En una tendencia similar observada en los resultados obtenidos sobre bivalvos, los contenidos
de STP en peces muestran una gran variabilidad debido a las caractarísticas ambientales así como a factores
relacionados con los órganos. Los PCB son los principales residuos organoclorados, y le siguen DDT y HCH.
Tabla 3.8. Rangos de STP en tejido de músculo de peces (µg/kg de lípidos). Todos los valores corregidos a
contenido en lípidos
PCB
HCH
clordanos
DDT
heptacloros
D y F
PAH
Metilmercurio
30- 47550
11- 1927 15-112025
88-27125
10-24067
0.17-0.39
4381-38314
20 2000
* valores expresados en peso fresco
Los peces de Río de la Plata presentaron los niveles más elevados de STP, sobre todo de PCB y PCDD/PCDF,
en comparación con las muestras recogidas río arriba, a lo largo de 1,500 km en los ríos Paraná e Iguazú (ver
Anexo III). En contraste con los resultados de Argentina, Focardi y col. (1996) determinaron niveles de PCB en
muestras de músculos de peces del río Biobío (región central de Chile), y observaron valores río arriba de
aprox. 530 ng/g de lípido (n= 45), más elevados por un orden de magnitud que los de los peces marinos. La
cuenca se caracteriza por las fábricas de pulpa y papel, petroquímicas, compañías forestales y una agricultura
35
diversificada. El valor de 1842 ± 1005 (n=6) detectado en muestras de M. cephalus de la desembocadura del río
podrían reflejar la influencia de la gran actividad industrial local.
En Brasil, la gran mayoría de los datos sobre compuestos clorados corresponden al río Tietê (estado de São
Paulo), y al mercurio en la zona del Amazonas. En el estudio realizado por Caldas (1999), el DDT, lindano,
dieldrina y heptacloro en especies lacustres estaban por debajo del nivel máximo permitido por el Codex
Alimentarius. Respecto a la cuenca del Amazonas, al parecer la principal STP detectada es el metilmercurio,
que rebasó los niveles de la ingesta diaria máxima en depredadores recomendada por la OMS (Barbosa y col.,
1997), sobre todo en muestras de la zona del río Negro. Anteriormente, la contaminación por mercurio se
atribuía sólo a las actividades de extracción de oro, pero los estudios recientes muestran que la contaminación
natural también es importante en este área.
El Centro Estatal de São Paulo (CETESB) realizó recientemente un estudio muy exhaustivo en la zona de
Santos-Cubatão (Brasil) en 26 puntos de muestreo seleccionados, que abarcó agua (n=26), sedimentos (n=71) y
biota (n=2242). Los resultados indican que los PCB son, por mucho, el compuesto tóxico persistente más
abudante, habiéndose detectado en 96% de los organismos, de los que 14% rebasan los criterios para seres
humanos sobre consumo diario. Los PAH vienen en segundo lugar pues estuvieron presentes en 76% de todos
los organismos, pero ninguno rebasó los niveles aceptables para consumo. Como se esperaba, la dioxina más
abundante en 11 muestras de biota fue la octaclorodibenzodioxina (OCDD), detectada en 10 muestras. Los
valores TEQ en el área fueron de 0.6 y 1.7 pg/g en cangrejos, 0.003 en bivalvos (Perna perna) y 3.45 pg/g en
Cassostrea sp., y entre <0.0001 y 0.16 pg/g en peces (Mugil curema). Estos valores son, en general, bajos en
comparación con los de organismos similares analizados en Argentina (almejas) y el hemisferio norte. Los
resultados principales de este proyecto se presentan en el cuadro al final del presente capítulo.
3.1.4.1.3 Otros organismos acuáticos
Otros organismos que han sido analizados para detección de STP en la región son cangrejos (Cyrtograpsus
angulatus), delfines (Pontoporia blainvillei) y marsopas (Phocoena spinipinnis) en la plataforma continental y
litoral argentino en el Atlántico (Menone y col., 2001; Borrel y col., 1994; Corcuera y col., 2002). Como se
esperaba, según sus diferentes hábitos alimenticios y nivel trófico, las muestras de delfines y marsopas
recogidas a lo largo de la costa atlántica de Buenos Aires presentaron concentraciones en lípido más elevadas
por ~1 orden de magnitud en muestras de sebo. Los PCB presentan los niveles más elevados (promedios: 296,
1980 y 3300 µg/kg de lípido en cangrejos, delfines y marsopas, respectivamente), seguidos muy de cerca por
los DDT (170, 1670 y 4320 µg/kg de lípido). Los valores en cetáceos son comparables a los de los bivalvos
moderadamente contaminados del Programa de Vigilancia del Mejillón (Imagen 3.4) pero muchos menores que
los de las almejas y peces contaminados del río de la Plata.
Las muestras de Callinectes sapidus (omnívoro) tomadas en la zona de la bahía de Santos (Brasil) mostraron
que la octaclorodioxina es el congénere más importante en estos animales (aproximadamente 30 pg/g de peso
húmedo), seguido por el congénere heptacloro (aprox. 8 pg/g), mientras que respecto a los furanos, el
congénere 7-cloro es el más abundante. Los valores de TEQ total fueron en promedio de 1.5 pg/g de peso
húmedo.
Hay algunos resultados disponibles sobre compuestos clorados en crustáceos y gasterópodos en la zona de
Valdivia, Chile (Palma-Fleming y col., 1998) que muestran que los DDT y las drinas son las STP con mayor
concentración, pero con niveles bajos en comparación con otras regiones del planeta, desde 0.8 hasta 5 ng/g de
peso húmedo. Los muy escasos datos disponibles sobre muestras de organismos (n= 10) recogidas en la costa
peruana mostraron niveles de DDT entre 1 y 10 ng/g (n=5), residuos de PCB en la escala de 0.12 a 17.8 (n=3),
y señalaron a las drinas como las STP más comunes, todas con concentraciones similares a las detectadas en
zonas no impactadas.
3.1.4.1.4 Aves
Muñoz y Becker (1999) analizaron huevos de gaviota común con el fin de correlacionar sus distintos niveles
tróficos con los niveles de PCB y la influencia antropógena en distintas colonias analizadas de la costa chilena
(Tabla 3.9). En el centro de Chile, los niveles de PCB fueron superiores por un factor de dos, en comparación
con los huevos colectados en el sur del país, lo que refleja el impacto de las fuentes antropógenas. Sin embargo,
los datos promedio de 6 congéneres de PCB indican que los niveles son más bajos, por lo menos en un orden de
magnitud, que los registrados en los huevos de gaviota del hemisferio norte (Muñoz y Becker, 1999).
Tabla 3.9 Niveles de PCB (ng/g de peso fresco) en huevos de Larus dominicanus (gaviota común) de 5 lugares
de Chile (Muñoz y Becker, 1999).
36
Congénere de
Algarrobo
Concepción
Maiquillahue
Doña Sebastiana
Isla Magdalena
PCB
(n = 10)
(n = 20)
(n = 7)
(n = 8)
(n = 10)
28
4,1 ± 2.7
3.5 ± 0.7
3.5 + 0.3
3.0 + 0.2
2.8 + 0.4
52
3.5 ± 1.4
3.5 ± 0.7
4.1 + 0.8
3.4 + 0.4
2.8 + 0.3
101
6.6 ± 2.1
6.3 ± 1.9
7.8 + 1.8
5.4 + 0.9
6.7 + 1.5
118
9.8 ± 5.7
9.2 ± 3.6
4.9 + 0.9
4.5 + 0.9
4.9 + 2.2
138
17.1 ± 11.9
14.4 + 6.0
7.2 + 1.0
5.2 + 2.0
8.5 + 4.6
153
35.8 ± 24.0
27.6 + 11.8
13.4 + 2.4
9.5 + 4.4
17.2 + 10.7
180
20.2 ± 17.9
16.3 + 6.9
7.0 + 1.3
5.0 + 2.0
11.0 + 9.6
6 cong. de PCB
87.3 ± 56.4
71.6 + 25.4
43.1 + 6.1
31.4 + 9.6
49.0 + 24.7
Focardi y col. (1996) analizaron residuos de PCB y de otros plaguicidas organoclorados en muestras de tejido
de músculos e hígado de tres especies de aves recogidas en la cuenca del río Biobío (Chile central), en un
intento de evaluar un gradiente de contaminación posible desde los Andes (Santa Bárbara) hacia el mar (380
km). Los niveles de PCB fueron mayores en la zona más urbanizada (Concepción) con una importante
actividad industrial. La similitud del patrón composicional observado en los congéneres de PCB de ambas
zonas indica una fuente común de esta STP.
Tabla 3.10 PCB totales (ng/g de lípido) en músculos de ave de dos sitios de la cuenca del río Biobío, Chile
central. Los números en negritas indican valores de una sola muestra (Focardi y col., 1996).
Punto de muestreo
Especie
n
PCBs ± desv. estándar (SD)
VIII Región, Chile central
ng/g en lípidos
Santa Bárbara Biobío
L. dominicanus
4
1894 ± 870
Santa Bárbara Biobío
L. serranus
4
1734 ± 1284
Santa Bárbara Biobío
P. olivaceus
1
1250
Concepción.Biobío
L. dominicanus
6
3047 ± 1870
Concepción Biobío
P. tagus
1
962
Concepción Biobío
P. olivaceus
6
4398 ± 2750
3.1.5 STP en alimentos para seres humanos
Dadas sus propiedades de persistencia y bioacumulación, las STP se transfieren a lo largo de las cadenas
alimentarias terrestre y acuática hasta acumularse en los depredadores del nivel superior y en seres humanos.
Por ser omnívoro, el hombre ocupa una posición superior en las cadenas alimentarias terrestre y acuática, y
favorece así la biomagnificación de STP.
Todos los datos regionales recopilados por medio de los cuestionarios indican una preocupación evidente por
controlar los niveles de STP en alimentos, principalmente en productos lácteos, cereales, legumbres y hortalizas
y aceites (ej., aceite de soya, algodón, maíz, pescado, esperma y cacahuate). Además, también es importante
reconocer que los resultados registrados en publicaciones antiguas deben considerarse con precaución en vista
de los cambios en las técnicas de análisis de las últimas dos décadas.
En la región hay escasos registros de PCDD/PCDF, PCB y PAH en productos alimenticios. Las STP registradas
con mayor frecuencia son los DDT y los HCB, (cinco países) HCH, sobre todo lindano, y aldrina (cuatro
países), seguidos por heptacloros, dieldrina y endrina (tres países), clordanos y endosulfán (dos países) y PCB,
mirex y toxafeno (un país) (Imagen 3.6). Chile y Argentina son los países que más reportaron, mientras que
Paraguay, Bolivia y Ecuador no notificaron ningún dato. En general, el HCH y los DDT suelen presentar las
concentraciones más elevadas en productos alimenticios de la Región, pero hay una tendencia a la reducción en
los últimos años, posiblemente asociada con las restricciones de uso de estos plaguicidas en la agricultura.
37
30
25
20
l
arios 15
rmu
Fo
10
5
0
B
PC
HCH
OR
T
CL
DD
PT
ARG
D
CHI
HE
AL
E
L
BRA
DI
R
B
PER
END
HC
S
URU
DO
R
BOL
EN
MI
X
O
ECU
DI
R
FU
X
PAR
TO
PAH
PAR
ECU
BOL
URU
PER
BRA
CHI
ARG
Imagen 3.6 Datos sobre STP en alimentos por país de la Región XI
3.1.5.1 Argentina
En Argentina, las STP registradas con mayor frecuencia en alimentos son los HCH y los DDT, y en segundo
lugar los heptacloros, clordanos, aldrina y endosulfán (Tabla 3.11). En productos lácteos, los residuos más
abundantes son los DDT y los HCH, sobre todo en los informes más antiguos (Higa, 1978). Tomando en cuenta
todos los datos, las concentraciones disminuyeron en el siguiente orden: DDT (media: 246±371 µg/kg lípidos)
> HCH (media 134±132 µg/kg) > aldrina (56±77 µg/kg) ~ heptacloro (media 49±18 µg/kg) > dieldrina (30±21
µg/kg). Maitre y col. (1994) registran los niveles más elevados, sobre todo de DDT, en muestras de leche en
Santa Fe. La alta frecuencia de detección y la abudancia relativa de los HCH y los DDT (también en carne y en
verduras) respalda los resultados de otros compartimentos ambientales, lo que confirma su amplia distribución.
Datos más recientes (Lenardon y col., 1994; Maitre y col., 1994; Villaamil y col., 1999a; Villaamil, 2000)
muestran concentraciones más bajas, muy inferiores a los niveles de acción (HCH: 1251 vs nivel de acción de
200-300 µg/kg; DDT: 1224 y hasta 990 vs 1250 µg/kg), quizás como consecuencia de las restricciones a los
plaguicidas en las décadas de 1980 y 1990 (Imagen 3.8).
En carne de animal, las concentraciones son muy bajas y homogéneas, y a menudo inferiores a los niveles de
acción (Imagen 3.8). El heptacloro presenta las concentraciones más elevadas, seguido de DDT y HCH. Según
un estudio reciente sobre índices de consumo habitual en Buenos Aires, la ingesta diaria de plaguicidas no
rebasaba el valor de referencia de IDA de la OMS/FAO; el heptacloro es el plaguicida más crítico y más cerca
de los niveles de IDA (Villaamil y col., 2000). Un estudio reciente de muestras de leche infantil confirmó el
riesgo elevado asociado al heptacloro, que excedía la IDA real, es decir que el riesgo aumenta con una ingesta
alta de leche y bajo peso corporal de infantes (Villaamil y col., 2002, comunicación personal).
Los datos sobre STP en verduras presentan una enorme variabilidad, asociada sobre todo con los valores más
elevados estimados en brócoli. De hecho, las concentraciones más elevadas corresponden a endrina y aldrina en
brócoli, 218226 µg/kg (Tabla 3.11). Otras concentraciones de plaguicidas clorados son más homogéneas, con
concentraciones inferiores por uno o dos órdenes de magnitud: HCH: 11 ± 8 µg/kg, clordanos: 9 ± 19 µg/kg,
DDT: 20 ± 25 µg/kg, heptacloros 6 ± 7 µg/kg y endosulfán 4 ± 5 µg/kg (Villaamil y col., 1999b).
Los datos del Plan de Control de Residuos e Higiene de los Alimentos (SENASA-CREHA) indicaron un
pequeño porcentaje de excesos de compuestos organoclorados en carne (0.05% en res y 1.5% en ovejas) en
1995, y en años más recientes una tendencia decreciente en las detecciones positivas en productos animales y
vegetales. Los datos del Plan CREHA para carne de bovino en 1997 indican varias detecciones de plaguicidas
clorados en niveles bajos en peso de lípidos (n=269 para < 0.05 mg/kg; n=67 para 0.050.1 mg/kg; y n=24 para
0.110.2 mg/kg). Treinta y ocho de 37,400 muestras (0.1%) rebasaban el nivel de acción de 0.2 mg/kg para
plaguicidas clorados, mientras que los PCB en todas las muestras se encontraban por debajo del nivel de
detección.
38
Tabla 3.11. STP (µg/kg) en alimentos para consumo humano en Argentina
PROD. ALIM.
HCH
CHL
DDT
HPT
ALD DIEL
END
HCB ENDS MIR REFERENCIA
R
leche (1)
360
200
40
Higa, 1978; Astolfi y Higa, 1978
queso (1)
190
110
50
Higa, 1978; Astolfi y Higa, 1978
mantequilla (1)
160
140
30
Higa, 1978; Astolfi y Higa, 1978
mantequilla (1)
29
24
64
110
Lenardón y col., 1994
leche (1)
51
23
990
55
7
17
Maitre y col., 1994
lácteo (1)
12
1.7
11.6
29
1.02
1.26
0.43
0.85 0.8
Villaamil y col., 2002
leche infantil(2)
6 52
2 Astolfi
y
Landoni,
1980
leche infantil (3)
0.65
0.12
0.29
0.64
0.4
0.14 0.16
Rodriguez Girault y col., 2001
res (2)
280
49
Higa, 1978; Astolfi y Higa, 1978
res (1)
1.7
0.15
2.28
16.61 0.59
0.64
1.03 0.61
2.65
Villaamil y col., 2002
puerco (1)
0.59
1.62
3.04
0.33
Villaamil y col., 2002
pollo (1)
5.84 0.11 5.67 2.82 1.19 0.69 0.08
0.67
Villaamil
y
col.,
2002
Pescado (1)
1.63 1.23 8.18 16.85
1.04 7.7 3.5 0.83
Villaamil
y
col.,
2002
maíz (3)
10
Higa, 1978; Astolfi y Higa, 1978
trigo (3)
610
Higa, 1978; Astolfi y Higa, 1978
cereales (3)
0.05
5.2
0.27 2.21
0.02 0.09 Villaamil
y
col.,
1999
frutas (2)
0.26
0.1
0.08
0.28
0.03
0.03
Villaamil y col., 2002
uva (2)
10
Higa, 1978; Astolfi y Higa, 1978
durazno (2)
10
Higa, 1978; Astolfi y Higa, 1978
tomate (2)
26
Higa, 1978; Astolfi y Higa, 1978
pimiento verde
41
Higa, 1978; Astolfi y Higa, 1978
(2)
lechuga (2)
8 0.5
1 8 2 2 Gonzalez
y
col.,
2001
brócoli (2)
9
43
65
18
226
218
12
Gonzalez y col., 2001
cebolla roja (2)
25
2
3.5
2.5
38
2.5
Gonzalez y col., 2001
cardo (2)
3.7 0.5 1.6 1.3 0.9
0.4
Gonzalez
y
col.,
2001
Verduras (2)
10 0.53 0.39 1.33 3.93 0.13 0.07 0.09 1.42 0.2 Villaamil
y
col.,
1999
1: lípidos, 2: peso fresco, 3: peso seco
HCH
CLOR DDT
HEPT DIEL
HCH
CLOR DDT
HEPT DIEL
10000
1000
100
1000
g/kg lip)
10
µ
µ
g/kg lip)
100
1
imal ( 0.1
10
an
e 0.01
2
Prod. lact. (
e d
rn
a
Res02
Pollo02
Lact.02
Leche78
Leche94
C
Queso78
Pescado0
Mantequi-
lla78
Mantequi-
lla94
Cerdok02
Imagen 3.7 STP en productos lácteos y carne de animal en Argentina. Obsérvese la tendencia de reducción (1978-1994-2000) y los
niveles de acción (FDA-FAO) para productos lácteos. Los niveles de carne son muy bajos en comparación con los niveles de acción
(2000-5000 µg/kg lípido).
39
3.1.5.2 Bolivia
Los datos de STP en Boliva son escasos, pero se puedo obtener información sobre contenido de aldrina en
algunas hortalizas gracias a una comunicación personal en el Segundo Taller Técnico Regional (Santiváñez,
2002, comunicación personal, Tabla 3.12).
Tabla 3.12 STP (µk/kg) en alimentos para consumo humano en Bolivia
ALIMENTO ALDRINA
REFERENCIA
tomate 201.4
Pérez,
1996
zanahoria 1319.1
Pérez,
1996
3.1.5.3 Brasil
Los valores sobre STP en alimentos para consumo humano en Brasil se presentan en la Tabla 3.13. Se observa
en valor muy elevado de HCB en muestras de soya, 2045 µg/kg (Lara y col., 1999).
El Departamento Estatal de Salud de Panará realizó un monitoreo de residuos agroquímicos en alimentos
durante 5 años (1987-1992), y se analizaron 523 muestras de verduras. De estas muestras, 155 tenían
concentraciones que rebasaban los niveles normativos (Sandoná y col., 1993). En el periodo 1982-198, el
CETESB estuvo a cargo de un monitoreo de STP en frutas, verduras, arroz, soya, trigo y otros granos en Porto
Alegre (estado de Río Grande do Sul). Ninguna de las muestras presentó niveles superiores a los permitidos por
la normativa (Cetesb, 1982, 1983, 1985, 1986).
Tabla 3.13 STP (µk/kg) en alimentos para consumo humano en Brasil
PROD. ALIM.
DDT
HCB
ENDS
R
EFERENCIA
Berenjena
80
Ungaro y col, 1980
Escarola
20
Ungaro y col, 1980
Acelga
4
Ungaro y col, 1980
Pepino
80
Ungaro y col, 1980
Pimiento
50
Ungaro y col, 1980
Tomate
320
Ungaro y col, 1980
Higo
50
Ungaro y col, 1980
Guayaba
30
Ungaro y col, 1980
Melón
250
Ungaro y col, 1980
Fresa
130
30
10
Ungaro y col, 1980
Durazno
740
Ungaro y col, 1980
Caña de azúcar
0.045
0.05
0.045
445
Zancul y col., 1999
Yuca
9
Instituto Adolfo Lutz, 1994
Malanga
1.5
Instituto Adolfo Lutz, 1994
Aceite de oliva
0.9
Pupin y col., 2001
Lima
0.007
0.007
Carvalhaes y col, 1999
Tomate
280
Araújo y col., 1999
Aceite de
240
Lara y col., 1999
algodón
Aceite de
130
Lara y col., 1999
cacahuate
Aceite de maíz
430
Lara y col., 1999
Aceite de soya
2045
Lara y col., 1999
Perejil
22
Lara y col., 1999
Bulbo
120
Lara y col., 1999
Tomate
8
Lara y col., 1999
Col
12
Lara y col., 1999
Frijol
250
38
Lara y col., 1999
40
PROD. ALIM.
DDT
HCB
ENDS REFERENCIA
Lechuga
15
Lara y col., 1999
Papa
1
Lara y col., 1999
Zanahoria
9
Lara y col., 1999
Alimento para
18
Lara y col., 1999
aves de corral
(gallina joven)
Alimento para
50
Lara y col., 1999
aves de corral
(huevo de
gallina)
Alimento para
12
Lara y col., 1999
aves de corral
(adulto)
3.1.5.4 Chile
Probablemente la base de datos más completa sobre niveles de STP en Chile sea la referente a alimentos. El
Instituto de Salud Pública (ISP) ha estado recogiendo, al menos durante siete años, muestras de mantequilla,
leche, leche en polvo y queso en diferentes regiones del país. El resultado más interesante se muestra en la
Imagen 3.9; las tendencias de las concentraciones de DDT total muestran claramente una reducción durante un
periodo de 10 años (1983-1993), tras la prohibición del DDT en 1984. Sin embargo, los niveles siempre
estuvieron por debajo de los valores de riesgo (1.25 ppm de DDT total). Otros plaguicidas clorados que
también se detectaron mostraron diferentes patrones temporales. Con todo, los resultados tal vez reflejen las
limitaciones analíticas porque los niveles fueron inferiores por uno o dos órdenes de magnitud a los valores
registrados para el DDT.
1
0.8
0.6
Valdivia
mg/kg de
Araucania
lípidos
0.4
Osorno
0.2
Llanchipal
Llanchipal
0
Osorno
Araucania
1983
85
1984
Valdivia
19
1986
1987
1988
1989
1993
Imagen 3.8 DDT en muestras de mantequilla del sur de Chile durante 1983-1993
La Tabla 3.14 presenta los datos de Chile sobre STP en alimentos para consumo humano (ISP). Los
compuestos detectados con frecuencia en los productos alimenticios fueron HCH, DDT, dieldrina y heptacloro.
Las concentraciones más elevadas detectadas fueron las de DDT total en muestras de leche, con un promedio
de 290 µg/kg, y en segundo lugar el lindano, dieldrina y heptacloro, con concentraciones promedio de 131, 130
y 120 µg/kg, respectivamente. El DDT presentó las concentraciones más elevadas en queso y mantequilla, con
valores promedio de 370 y 300 µg/kg, respectivamente. De estos tres productos lácteos, y tomando en cuenta
todos los datos disponibles, la concentraciones se encontraban, en orden descendente, como sigue: DDT (395 ±
156 µg/kg) > lindano (104 ± 294 µg/kg) > dieldrina (111 ± 28 µg/kg) > endrina (31 ± 11 µg/kg) > heptacloro
(97 ± 28 µg/kg) > HCB (43 ± 53 µg/kg).
Las concentraciones más elevadas en carnes fueron las del DDT (423 µg/kg), seguidas de las de dieldrina (236
µg/kg), heptacloro (238 µg/kg), clordano (149 µg/kg) y lindano (136 µg/kg). En otros alimentos, como harina
de trigo, las concentraciones fueron relativamente bajas y bastante homogéneas. La aldrina presentó la
concentración más elevada (1.4 µg/kg), seguida del lindano (1.3 µg/kg), dieldrina (1.2 µg/kg), DDE (0.9 µg/kg)
y clordano (0.6 µg/kg).
41
La base de datos más completa del país sobre compuestos organoclorados (ISP), que abarca el periodo de
19831989 a 1993, muestra una reducción en este periodo de los niveles de DDT, lindano y heptacloro, que
coincide con la prohibición del uso de estos compuestos (a excepción del lindano, que fue prohibido para uso
agrícola en 1998). Sin embargo, en la dieldrina se observó una tendencia discrepante, pues sus niveles van en
aumento. Esto quizás se deba a incompatibilidades analíticas debido al patrón de elución del DDE y la
dieldrina, causante de confusión; de hecho, los niveles de DDE están aumentando, mientas que los valores de
DDT descienden.
Un resultado interesante, que coincide con otros datos recolectados en el sur del país, es el de los niveles
elevados de plaguicidas clorados en leche de la región de Magallanes (Región XII), en mantequilla de la región
del Biobio (Chile central) y en queso de la región de Temuco - Osorno (sur de Chile), lo que quizás refleja el
uso local de estos productos plaguicidas. Los datos pueden compararse por sitio de muestreo; los regiones del
centro y del sur presentaron las concentraciones promedio más altas de plaguicidas clorados en alimentos: 317
y 263 µg/kg, respectivamente. El Codex Alimentarius establece 0.06 µg/kg como límite mínimo de lindano y
20 µg/kg en el caso del DDT. Varios valores estimados en productos alimenticios son superiores a los valores
internacionales recomendados.
Tabla 3.14 STP (µk/kg) en alimentos para consumo humano en Chile
CÓDI-
FOOD HCH CHL DDT HPT ALD
DIEL
END
HCB REFERENCIA
GO
R
361C leche
(1)
133
225
60
50
Min. Salud 1983-1993, INIA, 1989
361C
mantequilla (1)
42
145
695
33
Min. Salud 1983-1993, INIA, 1989
361C manteca
(1)
82
423
132
Min. Salud 1983-1993, INIA, 1989
361C queso
(1)
89
299
190
149
Min. Salud 1983-1993, INIA, 1989
361C carne
(1)
136
149
423
238
107
263
Min. Salud 1983-1993, INIA, 1989
361C harina
de 1
1
1
1
1
Min. Salud 1983-1993, INIA, 1989
trigo (1)
361C huevos
(1)
4
5
Min. Salud 1983-1993, INIA, 1989
361B leche (1)
56
128
231
155
Min. Salud 1983-1993, INIA, 1989
361B
mantequilla (1)
56
134
535
24
Min. Salud 1983-1993, INIA, 1989
361B manteca (1)
55
267
142
226
1
Min. Salud 1983-1993, INIA, 1989
361B queso
(1)
302
9
212
117
Min. Salud 1983-1993, INIA, 1989
351A leche (1)
103
250
177
276
Min. Salud 1983-1993, INIA, 1989
351A
mantequilla (1)
31
721
906
251
Min. Salud 1983-1993, INIA, 1989
351A manteca (1)
104
621
164
431
145
Min. Salud 1983-1993, INIA, 1989
351A queso
(1)
65
253
56
Min. Salud 1983-1993, INIA, 1989
3519 leche (1)
52
423
375
30
227
Min. Salud 1983-1993, INIA, 1989
3519
mantequilla (1)
72
213
342
347
Min. Salud 1983-1993, INIA, 1989
3519 manteca (1)
162
1757
109
495
5
157
Min. Salud 1983-1993, INIA, 1989
3519 Queso
(1)
65
629
14
79
Min. Salud 1983-1993, INIA, 1989
3518 leche (1)
71
291
332
35
Min. Salud 1983-1993, INIA, 1989
3518
mantequilla (1)
165
268
321
25
6
Min. Salud 1983-1993, INIA, 1989
3518 manteca (1)
99
1104
163
75
7
4
Min. Salud 1983-1993, INIA, 1989
3518 queso
(1)
113
591
4
785
Min. Salud 1983-1993, INIA, 1989
3516 leche (1)
119
218
Min. Salud 1983-1993, INIA, 1989
3516 manteca (1)
17
99
29
7
Min. Salud 1983-1993, INIA, 1989
3512 leche
(1)
381
486
245
Min. Salud 1983-1993, INIA, 1989
3512 manteca (1)
66
89
19
Min. Salud 1983-1993, INIA, 1989
1: lípidos
3.1.5.5 Ecuador
En Ecuador se recogieron muy pocos datos, pero el análisis de la información indica que los niveles de STP en
alimentos son bajos, a excepción del DDT, cuyos valores son del orden de ppm.
Tabla 3.15 STP (µg/kg de peso húmedo) en alimentos para consumo humano en Ecuador
42
Plaguicida\Sitio
Litoral
Interandina
Amazonía
Litoral
Interandina
rango n=20
rango n=20
rango n=20
rango n=37
rango n=61
R
HCH
0.02 - 0.24
0.022 - 0.070
0.056 - 0.015
0.32 - 0.8
0.14 - 0.92
HEPT
0.0012 - 0.0027
0.0024 - 0.0078
0.0026 - 0.0023
0.10 - 0.27
0.11 - 2.3
Aldrina
0.0025
0.0094
0.0027 - 0.0067
0.07 - 0.27
0.13 - 5.10
ENDOS.
0.08 - 0.11
0.15 - 0.835
0.051 - 0.21
ne
ne
Dieldrina
0.0014 - 0.0029
nd
nd
0.71 - 8.31
0.17 - 1.82
Endrina
0.7224
nd
nd
0.11 - 1.2
2.32 - 5.78
DDT
5 - 48.12
2.65 - 18.40
5.03 - 6.99
0.15 - 0.59
0.12 - 0.5
Mirex
ne
ne
ne
0.1 - 0.22
0.11 - 0.21
ne = no estudiado, nd = no detectado
3.1.5.6 Paraguay
No hay datos disponibles de este país.
3.1.5.7 Perú
La Tabla 3.15 muestras los datos de los niveles de STP en alimentos detectados en Perú. Casi todos estos datos
provienen de investigaciones de científicos extranjeros que tomaron muestras en Perú y las analizaron en
laboratorios de gran calidad y fiabilidad (Ballschmitter, 1990; INDA, 1987). Se realizaron análisis químicos en
mantequillas y aceites de pescado, esperma, soya-algodón, maíz, y en papas. Los datos recopilados en Perú
mediante cuestionarios sobre STP en alimentos representan 24% del total de cuestionarios; de ellos, 51%
corresponden a niveles de STP en mantequilla, 27% a niveles en aceites de soya-algodón, 8.7% a aceite de
pescado, 7.8% a aceite de esperma y 3.9% a aceite de maíz. Se obtuvieron dos datos más sobre papa, producto
alimenticio importante en Perú (Cabrera, 1993).
Se tomaron muestras de mantequilla (INDA, 1987) en dos áreas, el área costera del norte y la región central del
país. Los niveles de DDT en mantequilla se encontraban entre 89 µg/kg (centro) y 202 ± 76 µg/kg (área costera
del norte), y también se detectó en aceites, con niveles de 42 ± 31 µg/kg en aceite de pescado, y de 153 ± 101
µg/kg en aceite de esperma en la ciudad de Ica (Ballschmitter, 1990). En las muestras de aceite de soya
algodón, los niveles fueron de 49 ± 32 µg/kg en las zonas de Callao y de Lima, y de 121.3 µg/kg en aceite de
maíz en Lima (INDA, 1987).
Se detectaron HCH, principalmente el lindano, en mantequilla y en aceites de pescado, esperma, maíz y soya-
algodón. Combinando todos los datos, las concentraciones de lindano alcanzan los 48 ± 53 µg/kg con un
máximo de 166 µg/kg. En aceite de soya-algodón, los datos combinados también arrojaron una concentración
promedio de lindano de 11 ± 7 µg/kg. Los niveles de HCH en aceite de pescado, aceite de esperma y aceite de
maíz son de 3.5 ±3.4 µg/kg, 1.5 µg/kg y 44 µg/kg, respectivamente (INDA, 1987).
Cabrera (1983) analizó muestras del Solanum tuberosum, en las que se detectó aldrina en concentraciones de
aprox. 279 ± 25 µg/kg. El Programa FAO/OMS sobre Normas Alimentarias establece un Límite Máximo de
Residuo Ambiental (LMR) de 100 µg/kg para raíces y tubérculos. Desgraciadamente, éstos son los únicos dos
datos obtenidos, y los análisis se realizaron en laboratorios de una universidad local cuyo nivel de calidad era
poco confiable. Es importante señalar que los peruanos consumen una cantidad diaria significativa de hortalizas
de raíz, además de maíz y cereales, es decir, de productos expuestos a recibir compuestos organoclorados
utilizados en plaguicidas, a pesar de que estas sustancias hayan sido restringidas. Las muestras de mantequilla
también presentaron dieldrina, con una concentración promedio de 264 ± 294 µg/kg y un máximo de 1058
µg/kg (INDA, 1987). El análisis de aldrina en aceite de maíz y aceite de soya-algodón arrojó valores de 152.2
µg/kg y 50 ± 45 µg/kg, respectivamente. Los procedimientos analíticos utilizados con límites de detección
bajos y desviaciones altas en las bases de referencia instrumental para los informes antiguos explican las
grandes desviaciones estándar en estos y otros resultados. Si bien los laboratorios que participaron en la
investigación del INDA tienen un gran nivel de fiabilidad, es recomendable tener en cuenta estas limitaciones.
Se detectaron heptacloros en muestras de aceite de soya-algodón, con una concentración promedio de 190± 319
µg/kg y una máxima de 1205 µg/kg (Ballschmitter, 1990), y de 169 µg/kg en aceite de maíz. El Programa
FAO/OMS sobre Normas Alimentarias establece un LMR de 500 µg/kg para aceite de soya y de 20 µg/kg para
aceite de soya refinado. Se detectó HCB en aceite de pescado, 3 µg/kg, y en aceite de esperma, 4 µg/kg. Se
registró PCB en los dos aceites, con niveles de 368 µg/kg y 752 µg/kg. Se detectaron niveles de PCB de 368
µg/kg en aceite de pescado y de 752 µg/kg en aceite de esperma. Por ultimo, se registró toxafeno en aceite de
pescado, 20 µg/kg, y aceite de esperma, 72 µg/kg (INDA, 1987). Todos los niveles de concentración se
expresan en lípidos.
43
Tabla 3.16 STP (µk/kg) en alimentos para consumo humano en Perú
COD.
PROD.
PCB HCH DDT
HPT
ALD
HCB
TOX
REFERENCIA
ALIMENT.
3229 mantequilla
85 201.7 71.8
INDA,
1987
3325 aceite
de 368 3.47
42.3
3 20
Ballschmitter,
1990
pescado
3325 aceite
de 752 1.5
153.3
4 72
Ballschmitter,
1990
esperma
3326
aceite de soya-
12.27
61.5
7.5
54.8 INDA,
1987
algodón
3326
aceite de maíz
43.7
121.3 169 152.2
INDA,
1987
3326 papa
279
Cabrera,
1993
3327
aceite de soya-
9
45.5
36.5
INDA,
1987
algodón
3426 mantequilla
25 89
204.4
346.9
(4)
INDA,
1987
Aldrina + Endrina
80
200
70
150
60
g 100
50
ug/k
g
/
k
40
ug
50
ac. de maíz
ac. de soy-alg
30
ac.de esp.
ac. de maíz
0
ac. de pesc
20
ac. de soy-alg
3229
3325
mantequil a
3326
ac. de esp
3327
3426
10
ac. de pesc
mantequil a
ac. de pesc
ac.de esp.
ac. de soy-alg
ac. de maíz
0
mantequilla
3229 3325 3326
33 7
2
3426
a)
b)
mantequilla ac. de pesc ac. de esp ac. de soy-alg ac. de maíz
Imagen 3.9 Niveles de HCH (a) y DDT (b) en mantequilla y aceites en Perú
3.1.5.8 Uruguay
La información obtenida sobre residuos en alimentos es muy escasa y corresponde a algunos productos
agrícolas para exportación (carne, arroz y trigo). Durante 1983-84, el laboratorio CIVET analizó trigo
almacenado, y sólo en cinco muestras se detectaron residuos de HCB (valor más alto de 0.1 ppmm) y endrina
(valor más alto de 0.02 ppmm). En ese mismo periodo el Laboratorio Tecnológico del Uruguay analizó 62
muestras de arroz para exportación y ninguna presentó residuos detectables de HCB, HCH, heptacloro,
dieldrina, endrina o pp' DDE (límite de detección: 5ppmm). Entre 1978 y 1987 se analizaron 34,856 muestras
de carne para detección de HCH, HCB y endrina. Los resultados mostraron que un porcentaje muy bajo de
muestras (< 1%) rebasaba los niveles de acción, así como una tendencia de reducción a lo largo de ese periodo
(Boroukhovitch, 1999).
3.2 STP EN SERES HUMANOS
La persistencia ambiental, resistencia a la degradación, carácter lipofílico y toxicidad de las STP constituyen un
grave riesgo para la salud humana, pues estas sustancias tienen potencial de biomagnificación a lo largo de las
cadenas alimentarias. Las STP pueden penetrar y acumularse en tejido adiposo, lo que provoca cargas
corporales que imponen riesgos potenciales y efectos adversos en la salud. Una vez ingeridas, las STP son
44
retenidas en los lípidos del cuerpo, donde se equilibran a niveles casi similares según el peso en grasa entre el
tejido adiposo, suero sanguíneo y leche materna.
DDT
HCH
HCB
Otro
60
MetilHg
50
50
3%
PCB
.
or
21%
cl
40
ag.
e pl
27
30
21
Plag. clor.
20
76%
% de datos sobr
10
2
0
Imagen 3.10 Distribución de datos sobre STP en seres humanos, por STP y por plaguicida
Desde principios de los años 1980 surgió en la Región XI la preocupación relacionada con los niveles de STP
en diferentes tejidos humanos. De 1980 a 1990 se elaboraron varios estudios e informes gubernamentales sobre
exposición en el lugar de trabajo así como algunos trabajos científicos. Se enviaron aproximadamente 450
cuestionarios con datos sobre plaguicidas clorados, y otros más sobre PCB, pero muy poca información sobre
compuestos organometálicos (Imagen 3.10).
La Región muestra importantes diferencias, tanto cualitativa como cuantitativamente, en cuanto a la
información obtenida. Argentina, Brasil, Chile y Uruguay tienen un largo historial de muestreo de tejido
humano con protocolos normalizados para analizar muchas STP, mientras que en Perú se registraron menos
análisis de muestras humanas.
3.2.1 Plaguicidas clorados
Los plaguicidas clorados fueron las sustancias detectadas con mayor frecuencia (76% del total de datos).
Analizadas individualmente, las más frecuentes fueron DDT, HCH, HCB y drinas (aldrin, dieldrina y endrina).
Por otro lado, la matriz monitoreada con mayor frecuencia fue la leche materna y sangre, con escasos informes
de tejidos adiposos y orina.
Algunos datos sobre plaguicidas clorados en seres humanos mostraron niveles elevados, con algunos casos
críticos de DDT en leche materna y sangre, y de dieldrina en sangre. La leche materna fue la matriz que
presentó la variabilidad más alta en todos los compuestos analizados, seguida de la sangre. Este factor, aunado
a las diferencias en la gestión estadística, dificulta la comparación de datos.
Tabla 3.17 Rangos y promedios de STP en seres humanos (µg/kg o µg/L)
MUESTRA
DDT HCH
HCB
Dieldrina
Leche materna
n=76
n=35
n=34
n=31
Rango
9.0-230 (9 x 103) 5.0-150
(3,910) 8-205
3-48
Media
69.6 (1,109)
86.5 (620.3)
77
30.3
Sangre n=48
n=41
n=39
n=29
Rango
0.4-97 (17 x 104)
1.1-50 (308)
3-42
0.7-20.4 (3 x
105)
Media
25.0 (12,135)
15.0 (39.4)
24.2
6.94 (25042.9)
Tejido adiposo
n=5
n=4
n=4
n=3
45
Rango
0.3 -19 (790)
0.4-13 (146) 0.04-0.04 (70)
Media
6.5 (202.4)
4.6 (39.9)
0.04 (23.36)
Orina n=4
n=2
Rango
11.3 - 34.9
14.4 - 46.3
Media 21.9
30.4
Los valores entre paréntesis corresponden a casos críticos
Como patrón general, se hace evidente que los países de la Región XI difieren en términos de la uniformidad de
la base de datos sobre las diversas STP en seres humanos. Pueden establecerse tres grupos: (a) países con una
base de datos amplia (más compuestos), ej., Argentina y Uruguay, (b) países que se han centrado en unos
cuántos compuestos, Chile y Brasil y Ecuador, y (c) países que no tienen información sobre niveles de STP en
seres humanos, ej., Bolivia, Paraguay.
Las vías de exposición de los plaguicidas clorados son muy similares en toda la Región y, en términos
generales, las exposiciones en el lugar de trabajo y accidentales son los principales factores, con algunos casos
de exposición ambiental y por ingesta de alimentos.
3.2.2 PCB
Los datos sobre PCB en la Región son muy escasos y corresponden a niveles en leche materna y tejido adiposo
registrados en Chile (Tabla 3.18). Se analizaron en total 540 muestras de leche materna; 18.3% fueron positivas
y presentaron niveles de PCB entre 0.09 mg/kg y 84.93 mg/kg en lípidos (Tamayo y col., 1994). Por otro lado,
también se registró un nivel medio de 54 ng/g de peso fresco de PCB en muestras de tejido adiposo de
habitantes de una zona industrializada, con valores de TEQ de 1.09 pg/g de peso húmedo (Mariottini y col.,
2000). Estos niveles son más bajos, por casi un orden de magnitud, que los valores registrados en zonas
relativamente no industrializadas de Italia (400 ng/g de lípidos).
Tabla 3.18 PCB en seres humanos (µg/kg)
Lugar Muestra
Media
Fuente
Concepción
Tejido adiposo
54
Mariottini y col., 2000, 2002
Valdivia
Leche
5,820
Tamayo y col., 1994
Valdivia
Leche
10,090
Tamayo y col., 1994
3.3 EFECTOS
ECOTOXICOLÓGICOS
Los estudios ecotoxicológicos sobre los efectos de las STP en biota son escasos en la región. Algunos avances
en este área comprenden el estudio de respuestas bioquímicas, ej., Citocromo P450, CYP1A, actividad de la
Etoxiresorufin O-O-deetilasa (EROD), glutatión-S-transferasa, en bivalvos y peces de ríos y zonas costeras
contaminadas como el río de la Plata, Argentina (Suárez y col., 200; Peri y col., 2001 y 2002), embalse
Billings, Santa Catarina y costa de Río de Janeiro, Brasil (Bainy y col., 1996; 1999; 2000; Ventura y col., 2002)
y el río Biobío en Chile (Sánchez-Hernández y col., 1998; Barra y col., 2001). Estos trabajos confirman la
inducción de los sistemas destoxificantes de bivalvos y peces de sitios afectados por cargas pesadas de STP, en
particular PCB y PAH.
3.4 CONCLUSIONES
En general, los datos existentes en la Región sobre STP en organismos acuáticos y terrestres son escasos, y
carentes de continuidad temporal y espacial. Las instituciones principales que participan en actividades de
monitoreo ambiental son las universidades, y en segundo lugar las dependencias gubernamentales, que se
encuentran aún en una fase inicial de desarrollo en muchos países de la Región.
46
La mayoría de los países de la Región carecen de programas de monitoreo rutinario y la mayor parte de los
datos disponibles fueron generados por estudios de monitoreo individuales más que por programas integrales.
Los estudios se centran en zonas densamente pobladas con cuencas hidrográficas importantes. Por eso, la base
de datos sobre niveles ambientales reflleja un gran sesgo hacia ecosistemas de agua dulce.
Los compartimentos ambientales más estudiados son los animales acuáticos, y en segundo lugar los
sedimentos, agua y seres humanos, y hay unos pocos datos sobre aire y suelo. En cuanto a datos publicados, la
mayoría corresponde a plaguicidas clorados y PAH, y pocos informes abarcan otros compuestos. En general,
los niveles ambientales de plaguicidas han disminuido durante las últimas décadas, principalmente en
alimentos, resultado sobre todo de su restricción o prohibición jurídica en los países de la Región. No obstante,
en otras STP se observan patrones claros de contaminación en sedimentos, agua y biota, en zonas densamente
pobladas e industrializadas.
Los efectos toxicológicos no han sido evaluados en la Región, salvo contadas excepciones. Durante la segunda
reunión técnica en Lima se hizo un llamado para evaluar los efectos de las STP.
Un escenario común en Argentina, Brasil y Chile es que existen algunos programas de monitoreo rutinario
efectivo que generan una buena cantidad de datos fiables, a los que, por desgracia, no se tiene acceso. Por
ejemplo, el Instituto Adolfo Lutz, en São Paulo, realiza un monitoreo de rutina no sólo en muestras biológicas
(sangre, orina, etc.), sino también en muchos tipos de alimentos, y genera más de 5,000 resultados por año. El
servicio sanitario de Argentina tiene prácticamente la misma política de acceso restringido a los datos. Con
base en los datos publicados sobre biota, las STP que requieren mayor atención son los PCB, y en segundo
lugar los PAH.
3.5 RESUMEN
Gran parte de esta sección hace referencia a los niveles ambientales y patrones espaciales principalmente de
zonas densamente pobladas asentadas a lo largo de ríos importantes como el Amazonas, el Paraná y el río de la
Plata. Por consiguiente, la base de datos está muy sesgada hacia ambientes de agua dulce en detrimento de las
zonas costeras marinas, que han recibido proporcionalmente menos atención. Otra tendencia general regional
respecto a información ambiental sobre STP es la contribución desigual de los países, que refleja los distintos
patrones de desarrollo económico, técnico y científico.
3.5.1 Aire
El monitoreo de STP en aire no es una actividad desarrollada en la región. No hay programas rutinarios
regionales y los datos disponibles representan pocas zonas geográficas de la región. Los niveles de PCB en aire
de algunas zonas urbanas en Argentina, Brasil y Chile son de bajos a moderados (0.7-6.5 ng/m3), pero
considerablemente más altos que los registrados en las remotas Islas Malvinas (5 pg/m3). Las escasas
mediciones de PCDD/PCDF en aire también indican niveles muy bajos en la costa, a lo largo del sur del océano
Atlántico, y algunos valores anómalos (40 fg TEQ /m3) en bahías industrializadas. Los datos de Brasil sobre
PCDD/PCDF confirman sus niveles de bajos a moderados (3-839 fg TEQ /m3). En comparación con otras STP,
los PAH han sido analizados con mayor frecuencia en muestras de aire de la Región. Los niveles urbanos de
PAH reflejan la entrada principalmente desde fuentes móviles (tráfico y transporte) y los valores van de bajos,
3-55 ng/m3 en Argentina y Brasil, hasta más elevados, de 43-294 ng/m3 en la ciudad de Santiago (Chile), la más
afectada, que presenta un descenso gradual con el tiempo. La combustión de biomasa es un recurso energético
importante en la Región, y también una fuente importante de PAH en áreas remotas.
3.5.2 Suelos
También el monitoreo de STP en suelos es limitado en la Región. No hay programas regionales y casi todos los
datos pertenecen a zonas agrícolas en Chile y a zonas urbanas contaminadas (puntos críticos) de Brasil. Los
plaguicidas clorados en algunos sitios críticos de Brasil van de 0.3 a 787 mg/kg. Los niveles de PCDD/PCDF
en suelos también indican niveles muy altos (0.03-654 a 13.900-31.138 ng TEQ/kg) en varios lugares de Brasil,
en particular en un antigua planta productora de HCH, en comparación con los valores muy bajos en la cuenca
del Amazonas (0.02-0.4 ng I-TEQ/kg), lo que sugiere una baja formación de PCDD/PCDF durante las quemas
de bosques. Los niveles de STP en desechos sólidos municipales de Brasil fueron bajos, inferiores a los límites
jurídicos, mientras que los niveles de PAH (7-390 µg/kg) y de PCB (0.05-1.25 µg/kg) en suelos se encuentran
por debajo de las concentraciones de base. Los datos de Chile sobre suelos de zonas agrícolas indican por lo
regular niveles bajos de plaguicidas clorados pese a su frecuencia de detección relativamente alta.
47
3.5.3 Aguas
La mayor parte de la información proviene de ríos importantes, y abarca plaguicidas clorados, PAH y pocos
registros sobre PCB y PCDD/PCDF. En general, varios datos de niveles altos de plaguicidas en aguas dulces de
la región sugieren una situación compleja, pero la baja representatividad de los datos exige una interpretación
cautelosa. Por lo regular, sólo se monitorean los ecosistemas posiblemente contaminados, y nunca se han
aplicado programas regionales de monitoreo de aguas a gran escala. Los únicos informes sobre PCB indican
niveles generales de bajos a moderados (7-22 ng/l), superiores a los valores guía recomendados para estuarios y
ríos urbanizados como el río de la Plata (Argentina) y el Biobío (Chile). Los niveles de plaguicidas muestran
una gran variabilidad (0.6-14160 ng/l), lo que refleja las diferencias en las condiciones de los ecosistemas,
desde ambientes menos afectados hasta corrientes profundamente contaminadas en áreas densamente pobladas
cerca de Buenos Aires y Sao Paulo. El heptacloro, HCH, aldrina y DDT son los plaguicidas registrados con
mayor frecuencia en aguas, y constituyen más del 60% del total de la base de datos.
Las concentraciones de PAH en aguas son relativamente altas (promedio:16±12 µg/l) pero la base de datos no
es homogénea. Comprende concentraciones más bajas (1.8-12 µg/l) detectadas en los ríos Uruguay y de la
Plata, y valores más altos (8-41 µg/l), provenientes de las aguas del litoral de la Patagonia, afectadas por las
actividades de extracción de petróleo crudo.
3.5.4 Sedimentos
En la información regional sobre STP en sedimentos también predominan los plaguicidas clorados, pero se
observa una contribución más equilibrada de PAH y PCB, con algunos registros sobre PCDD/PCDF. En
general, como se observó en aguas, los datos sobre sedimentos indican una situación compleja en zonas
densamente pobladas, afectadas por entradas urbano-industriales que presentan niveles elevados de STP. Las
STP detectadas con mayor frecuencia son DDT, HCH, PCB y heptacloros. Las concentraciones muestran una
gran variabilidad, inducida principalmente por algunos sitios altamente contaminados en Argentina pero sobre
todo Brasil (puntos críticos), con niveles superiores por 4-5 órdenes de magnitud. El promedio general de PCB
es bajo (9.1±7.7 µg/kg), inferior a los parámetros canadienses en aguas dulces, pero los sitios muy
contaminados presentan niveles mucho más elevados (580-998 µg/kg). Los plaguicidas clorados presentan,
esencialmente, el mismo patrón, con algunos sitios muy críticos y concentraciones residuales más
homogéneas. Los promedios generales rebasan los parámetros canadienses, como es el caso del heptacloro
(3.9±5.4 vs un valor de referencia de 0.6 µg/kg), DDT (9.7±14 vs 6.15 µg/kg), HCH (3.2±4.4 vs 0.94 µg/kg),
clordanos (4.2±5.7 vs 4.5 µg/kg). La mayor parte de los informes sobre PAH corresponden a dársenas y puertos
en zonas de gran impacto y, por consiguiente, presentan una enorme variabilidad (0.1-286000 µg/kg). La
mayoría de las zonas afectadas reciben el impacto del intenso tráfico de barcos en los ríos Paraná, Uruguay y
río de la Plata, sobre todo cerca de zonas muy pobladas como Buenos Aires y Montevideo, la zona costera
patagónica del país, en donde hay una gran actividad de extracción y transporte de petróleo crudo, y en el río
Tiete y los compartimentos de los alrededores, cercanos a Sao Paulo, Brasil.
3.5.5 Animales
Tal como se preveía, los organismos acuáticos son, por mucho, los organismos más estudiados en la Región, en
especial los bivalvos y los peces. Los datos sobre organismos terrestres se centran en aves, y hay algunos datos
sobre bovinos e insectos. Como se observó en otros receptores ambientales, la distribución regional de los datos
no es homogénea, está muy centrada en ambientes costeros y concentrada en algunos países (Argentina, Brasil,
Chile y Perú). Las mayor parte de los datos corresponden a ecosistemas en aguas dulces y estuarinos en los ríos
Paraná-río de la Plata, afectados principalmente por PCB, y a la cuenca del Amazonas, afectada por
compuestos orgánicos de mercurio. El programa de monitoreo de STP más completo de la costa sudamericana
es el de la Vigilancia del Mejillón. Entre las STP estudiadas predominan los PCB, y en segundo lugar los DDT
y clordanos. Las concentraciones de base de PCB se encuentran entre 200-700 µg/kg de lípidos en sitios no
contaminados, entre 1000-3000 µg/kg en sitios moderadamente contaminados, y entre 4000-13000 µg/kg de
lípidos en los bivalvos más afectados del río de la Plata (del lado argentino), Recife (Brasil), y Punta Arenas
(Chile). Los promedios de DDT en bivalvos son más bajos, por un orden de mangnitud, que los de PCB, por
debajo del valor guía de 5ppm, y siguen un patrón espacial similar. Los PAH también siguen este patrón, con
niveles de base que no rebasan los 10 mg/kg de lípidos, 10-50 mg/kg en bivalvos moderadamente
contaminados, y 200 mg/kg en sitios afectados por las actividades petroquímicas y de extracción de petróleo en
alta mar: Punta Arenas (Chile), Recife (Brasil), Concepción (Chile) y Bahía Camarones, Río de la Plata y Bahía
Blanca (Argentina).
A pesar de que se han normalizado según su contenido en lípidos, los niveles de STP en peces muestran una
enorme variabilidad, dependiente de los elementos ambientales, el tamaño y factores relacionados con los
48
órganos. Los PCB son los principales residuos organoclorados (30-47550 µg/kg de lípidos, peso seco) y le
siguen los DDT (88-27125 µg/kg de lípidos), clordanos, heptacloro y HCH. Los peces de la zona del río de la
Plata, cerca de Buenos Aires, presentan los niveles de STP más elevados, sobre todo de PCB (3.8±2.0 mg/kg,
superiores al valor guía de 2 ppm) y de PCDD/PCDF, en comparación con las muestras recogidas río arriba, a
lo largo de 1,500 km en los ríos Paraná e Iguazú. En los peces del río Biobío se presenta un patrón opuesto, más
alto en peces de agua dulce río arriba y más bajo en organismos marinos. En Brasil, la mayoría de los datos
sobre STP en peces hace referencia a plaguicidas clorados en el río Tietê (estado de São Paulo), y a mercurio en
la zona del Amazonas. Un estudio exhaustivo en la zona de Santos-Cubatão (Brasil) indicó que los PCB son, de
lejos, las STP más abundantes; se detectaron en 96% de los organismos, 14% por encima de las directrices de
consumo, y le siguen los PAH, detectados en 76% de los organismos, pero ningún caso rebasa los niveles
aceptables para consumo.
Otros organismos que han sido analizados para detección de STP en la región son los cangrejos (Cyrtograpsus
angulatus), delfines (Pontoporia blainvillei) y marsopas (Phocoena spinipinnis) del litoral y plataforma
continental de Argentina. Los PCB presentan los niveles más elevados (promedios: 296 µg/kg de lípido en
cangrejos, 1,980 µg/kg de lípido en delfines y 3,300 µg/kg de lípido en marsopas), seguidos muy de cerca por
DDT (170, 1670 y 4320 µg/kg de lípido). Las muestras de Callinectes sapidus (omnívoro) recogidas en la zona
de la bahía de Santos (Brasil) mostraron valores de TEQ total de 1.5 pg/g de peso húmedo de PCDD/PCDF,
predominando las octaclorodioxinas, y en segundo lugar los congéneres de heptacloro. Los datos sobre STP en
crustáceos y gasterópodos de la zona de Valdivia (Chile) mostraron niveles generalmente bajos, sobre todo de
DDT y drinas (0.8-5 ng/g de peso húmedo). Muy pocos datos sobre organismos recogidos en la costa peruana
muestran niveles bajos de DDT (1-10 ng/g) y de PCB (0.12-17.8 ng/g).
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www.cetesb.sp.govs
STP en aire y deposición total en áreas con intensa combustión de biomasa
Título: Estudio integral para evaluar los compuestos de STP emitidos por plantaciones de caña de
azúcar en Araraquara, Estado de São Paulo, Brasil
Referencia: CETESB, 2002
53
Objetivo/Antecedentes: Evaluar la emisión de PCB, PAH y dioxinas/furanos generados con la
combustión de biomasa (caña de azúcar) en la región de Araraquara (seleccionada como área modelo
por el predominio de este tipo de agricultura). Se analizaron STP en muestras de aire, suelo y hojas, y
también la deposición total de partículas atmosféricas. Los resultados fueron cotejados con los
obtenidos en zonas densamente pobladas (São Paulo) y zonas muy industrializadas (Cubatão).
Sitios (nombre, lugar):
Muestras de deposición total: Araraquara (12 de zonas
Ciudad de Araraquara / estado de São urbanas y rurales), São Paulo (8), Cubatão (12)
Paulo / Brasil
Muestras de aire: Araraquara (5 de zonas de combustión y 7
Ciudad de São Paulo / estado de São de zonas urbanas); São Paulo (2); Cubatão (2)
Paulo / Brasil
Ciudad de Cubatão / estado de São
Paulo / Brasil
Resultados*: En Araraquara, la deposición total mostró un patrón estacional relacionado con el
sistema de cosecha: un incremento de la concentración de STP (ver a continuación) en octubre, y un
descenso en diciembre, al final del periodo de cosecha. Los valores máximos obtenidos en Araraquara
(octubre) son similares a los obtenidos en São Paulo y Cubatão, y las concentraciones de STP en São
Paulo Cubatão son similares a los registrados en otras grandes ciudades de Europa y EE.UU.
STP en
25
muestras de
deposición 20
15
10
5
0 PCDD/F(ngI-TEQ/m2.d) PCB (ug /m2.d) PAH (ug /m2.d)
Araraquara - octubre
0.006
6.0
13.8
Araraquara - diciembre
0.001
2.6
1.4
São Paulo
0.054
8.2
18.1
Cubatão
0.029
5.4
20.6
En Araraquara, las muestras de aire tomadas cerca de las zonas de combustión aarrojaron niveles de
STP superiores por un orden de magnitud a las muestras urbanas (ver siguiente gráfica). Sólo en una
muestra de aire de zona urbana la concentración elevada de STP parecía estar influenciada por los
procesos de combustión de caña de azúcar. A diferencia de São Paulo y Cubatão, el aire urbano de
Araraquara presentó niveles bajos de STP.
1000
STP en
muestras 800
de aire
600
400
200
0 PCDD/F (pgI-TEQ/m3) PCB (ng /m3) PAH (ng /m3)
Araraquara-área de cultivo
0.148 85.0
983.8
Araraquara-urbano
0.056
8.0 43.7
São Paulo
0.1275
5.7
87
Cubatão
0.042
19.9
100
* Los resultados son la media de cada STP.
Conclusiones: Al compararla con muestras de aire urbano, la concentración de STP en muestras de
aire cerca de áreas de combustión mostraron un mayor contenido de PCDD/PCDF, PCB y, sobre todo,
de PAH. La deposición total de STP dio resultados similares en los 3 sitios estudiados durante el
periodo de cosecha de caña de azúcar. Después del periodo de quema, las concentraciones
atmosféricas de STP de Araraquara disminuyeron.
54
STP en agua y biota
Título: Sistema estuarino de Santos y São Vicente
Referencia: CETESB, 2001
Objetivos: Evaluar la contaminación ambiental en el área estuarina de Santos y São Vicente (estado
de São Paulo) mediante un estudio integral de agua, sedimentos y organismos acuáticos, y establecer
una correlación con las fuentes conocidas de contaminación (complejo petroquímico). Esta evaluación
proporciona parámetros técnicos que orientarán la prevención, control y gestión del conflicto
ambiental entre el interés de conservación del estuario y las actividades industriales, portuarias,
turísticas y pesqueras.
Antecedentes: Cercana a la zona metropolitana de la ciudad de São Paulo, esta región alberga el
puerto más grande de América Latina, segundo complejo industrial del país (ciudad de Cubatão), y
muchas instalaciones de transporte y energía que originaron el asentamiento (desde los años 1950) de
una variedad de industrias básicas (metalúrgicas, petroquímicas, fertilizantes) dentro de una amplia red
de canales estuarinos y un sistema de manglares. La descarga de las actividades industriales y el
desagüe del puerto de Santos y de ciudades de la región provocaron una grave degradación ambiental,
que se refleja en el bienestar social y la salud pública. La eliminación inadecuada de desechos sólidos
(industriales y domésticos), el lixiviado constante de petróleo y la presencia de otras sustancias tóxicas
en las corrientes de agua también contribuye a la degradación del ecosistema.
En 1984 se emprendió un programa intenso de control de contaminación (en aire, agua y suelo) en la
zona industrial de Cubatão, con inversiones de casi 800 millones de dólares. Con el programa se
crearon plantas de tratamiento de efluentes en cada una de las fábricas de la región y se redujeron las
cargas de contaminantes en el sistema acuático. Desde ese momento se observó una recuperación
progresiva de ecosistemas acuáticos y una mayor diversidad de aves y organismos acuáticos, así como
una intensificación de la actividad de pesca.
Un informe anterior (1988) mostró que la región seguía afectada por la alta concentración de metales y
compuestos organoclorados en agua, sedimentos y organismos acuáticos (peces y cangrejos). Durante
la década de 1990 se mejoró el sistema de control, lo que generó el reciclado de efluentes y la
evaluación y tratamiento de aguas subterráneas contaminadas con compuestos de hidrocarburos y
organoclorados.
55
Sitio
(nombre, lugar):
Baixada Santista, ciudad de
Cubatão / estado de São
Paulo / Brasil
Puntos de muestreo: 26
Número de muestras:
- 26 muestras de agua
- 71 muestras de
sedimento
2,242 muestras de biota
Compuestos meta:
- plaguicidas clorados
(drinas, HCB, clordano,
heptacloro, pentaclorofenol,
metoxicloro, toxafeno, DDT)
- PCB
- Dioxinas y furanos
- PAH
Resultados: La concentración de STP en muestras de agua era inferior a los límites de detección en
casi todos los puntos de muestreo. El único compuesto detectado en agua fue el endosulfán B, presente
en 4 muestras, con concentraciones superiores a los niveles del CONAMA (1-2.6 µg/L).
- Los resultados de BHC en biota mostraron valores mucho más bajos al compararlos con el estudio
realizado en 1992. En el presente estudio sólo un organismo presentó concentraciones de BHC
superiores al límite de detección (10 µg/kg-1). Los niveles de DDT, drinas y otros plaguicidas clorados
eran inferiores a los límites de detección (10 µg/kg-1) en el 100% de los organismos.
- En cuanto a PCB en biota, el escenario resultó distinto. Se recogieron y analizaron muestras de nueve
diferentes especies (cangrejos, camarones, ostras y peces) y varias de ellas mostraron niveles
superiores al límite propuesto por la USEPA (14 µg/kg-1), considerando una ingesta de 12
alimentos/mes (227 g por alimento). Las ostras alcanzaron valores de 17 ug.kg-1, las almejas
alcanzaron los 42 µg/kg-1, y los peces llegaron a 23 µg/kg-1.
- Los PAH en biota varían mucho. De los 16 compuestos, la concentración en diferentes organismos
fue de 0.01 a 5000 ug.kg-1. En ostras y almejas se detectó benzo(a)pireno con niveles superiores al
límite para consumo humano pero, en general, todos los organismos presentaron valores inferiores a
los límites de detección (10 ug.kg-1), a excepción del naftaleno, el PAH más tóxico.
- En cuanto a dioxinas y furanos, los organismos que presentaron los niveles más elevados fueron, una
vez más, las ostras y las almejas. La mayoría de las muestras de estos dos organismos mostraron
valores superiores a los límites propuestos por la USEPA (0.15 ppb TEQ) y las ostras más grandes
presentaron valores que rebasan los 1.2 ppt TEQ, límite que caracteriza el no consumo en cualquier
caso. Algunos cangrejos también presentaron valores superiores a los 1.2 ppb TEQ, lo que podría
representar algunos riesgos para la salud, pues la población consume con frecuencia estos organismos.
Comentarios: Al ser comparados con datos históricos, los resultados permitieron identificar las
fuentes principales de estos compuestos en el sistema acuático. En el caso de los compuestos
orgánicos, las fuentes potenciales son: lixiviado de rellenos sanitarios, plantas de tratamiento de aguas
y desagües, descarga de desagües no tratados en acuíferos.
Conclusiones: Comparado con el estudio de 1990, el análisis de muestras de agua indica una
reducción en los niveles de concentración de hexaclorobenceno y BHC solubles. Las limitaciones
analíticas asociadas a los límites de detección actuales en muestras de agua impiden una evaluación
detallada de contaminantes ligeramente solubles, lo que sugiere que el compartimento acuático no es
el apropiado para la evaluación de la contaminación de estos compuestos. De todos los
compartimentos muestreados, la biota parece tener el mayor índice de acumulación de
dioxinas/furanos y PCB.
56
STP en sedimentos
Título: Criterios sobre calidad de sedimentos en el sistema del río Tietê QUALISED
Referencia: http://lqa.iqm.unicamp.br/links/qualised
Objetivos: El proyecto QUALISED es el primer intento en Brasil de generar criterios sobre calidad de
sedimentos para la protección de fauna acuática. El objetivo principal es generar un banco de datos
sobre factores químicos y biológicos (estructura de las comunidades, nutrientes y metales, compuestos
orgánicos hidrofóbicos y pruebas de toxicidad) para sedimentos y aguas intersticiales con el fin de
promover directrices sobre calidad de sedimentos. Como parte del proyecto, entre enero de 2000 y
noviembre de 2001 se analizaron sedimentos con diferentes grados de contaminantes de cinco
embalses ubicados en la cuenca del río Tietê, en el estado de São Paulo, Brasil. Los PAH y los PCB
fueron las principales STP objetivo, pero los plaguicidas clorados también fueron analizados en un
estudio de tamizado.
Sitio (nombre, lugar): Cuenca del río Tietê /
estado de São Paulo/ Brasil
Puntos de muestreo: 5 diferentes embalses
Compuestos meta: PAH y PCB
600
536.47
500
3.6.1.1.1.1.1 PCBs in sediments (d.w.)
400
October 2001
/
g 300
235.74
ng
200
100
< LD
5.1
0.26
0 Promissão Bariri
Barra
Billings
Rasgão
Bonita
Resultados: Se observó un gradiente espacial de concentración de PAH y PCB desde el área
metropolitana de la ciudad de São Paulo, donde se localizan los acuíferos más degradados, hasta las
partes centrales bajas de la cuenca, que se considera mejor conservada. La concentración más alta de
PAH total se observó en el embalse de Billings (21 µg/g de sedimento seco). Los extractos también
fueron evaluados para mutagenicidad utilizando cepas de S. typhimurium TA98, TA100, YG1041 y
YG 1042 con y sin activación metabólica (mezcla S9). Se encontraron respuestas positivas para T98 y
TA100 sólo en los dos embalses más contaminados, confirmando el S9 confirma la presencia de PAH
mutagénico en muestras recogidas en los embalses de Billings y Rasgão, con potencias entre 100 y
1000 revertantes/g.
57
4 EVALUACIÓN DE LAS PRINCIPALES TRAYECTORIAS DEL
TRANSPORTE DE CONTAMINANTES
4.1 INTRODUCCIÓN
Dada su semi-volatilidad y baja solubilidad en agua, el transporte de STP puede realizarse en la atmósfera o en
entornos acuáticos. Debido a su baja presión de vapor y a los valores altos de Kow y Koc, las STP tienden a
repartirse sobre todo en medios que contienen carbono inorgánico y lípidos, como suelos, sedimento, biota o
aerosoles. Sin embargo, su grado de volatilidad suele ser suficiente para permitir el transporte a grandes
distancias en una forma que ha sido descrita como "efecto saltamontes" (Wania y Mackay 1993, 1996).
Significa que la sustancia química es atrapada en una fase orgánica sin ser degradada y, según el desarrollo de
un desequilibrio, vuelve a ser liberada en la atmósfera o en el agua, donde puede recorrer cortas distancias antes
de ser atrapada de nuevo. El procedimiento continúa hasta que la sustancia química finalmente se degrada. Este
efecto saltamontes permite que las sustancias químicas persistentes de baja presión de vapor sean transportadas
a grandes distancias hacia zonas donde nunca se habían utilizado, lo cual es factor de evidente preocupación.
Los peces y las aves migratorios también puede contribuir al transporte regional de STP.
Sea cual fuere el medio por el que se transporta, lo que determina en última instancia el potencial de transporte
a grandes distancias de una sustancia química y, por consiguiente, su movimiento transfronterizo, son sus
propiedades de reparto en combinación con la naturaleza del medio ambiental en el que se efectúa el transporte.
Por consiguiente, para lograr una descripción adecuada del movimiento de una sustancia química es crucial
crear un cuadro que describa con precisión la posible trayectoria de transporte que una sustancia química puede
utilizar. Se trata de una tarea difícil pues no se puede subestimar la complejidad del medio ambiente. Con todo,
como primer enfoque, el medio ambiente puede dividirse en unidades básicas, o compartimentos, que pueden
comprender aire con aerosoles, agua con partículas en agua, suelo, sedimento y vegetación, u otros medios
importantes. Luego, la meta es lograr una descripción de procesos de transporte y producir un cuadro completo
del movimiento de sustancias químicas en la región que se evalúa. La Imagen 4.1 muestra un ejemplo de la
forma en que un ambiente genérico puede describirse y la dirección de los posibles procesos de transporte que
puede seguir una sustancia química en el medio ambiente.
Aerosoles
Aire
Vegetación
Partículas acuáticas
Suelo
Agua
Sedimento
Imagen 4.1 Compartimentos y procesos de transporte de una sustancia química en el medio ambiente
4.1.1 Características de la Región
La región de América del Sur posee elementos muy interesantes para análisis de la contaminación
transfronteriza. Sin embargo, no se ha hecho ninguna investigación en la Región. Las circulaciones
atmosféricas afectadas por los vientos del Atlántico en la parte oriental y por los vientos de Pacífico en la parte
occidental pueden ser medios importantes de transporte de STP en la atmósfera. Las tierras altas subtropicales y
las subregiones del sur pueden favorecer la deposición atmosférica de las STP en estas áreas. La cordillera de
los Andes puede ser un buen candidato para analizar su papel de "trampa natural"o barrera de STP
transportadas por la atmósfera. Otra posible trayectoria de movimiento transfronterizo podrían ser los ríos que
drenan enormes cuencas hidrográficas en la región, como el Amazonas y el río de la Plata. Estos sistemas
cubren vastas superficies (3-6 millones de km2 cada uno) y en ellos se encuentran las principales zonas
industriales y urbanas de la Región (Sao Paulo, Buenos Aires). Así, pues, los sedimentos y biota contaminados
actúan como depósitos constantes de STP que pueden ser transportadas con facilidad río abajo, hasta las zonas
58
costeras, e incluso río arriba, con las grandes migraciones de peces de aguas dulces (como el sábalo,
Prochilodus platensis).
Por otro lado, la circulación oceánica puede servir como trayectoria de exportación de STP descargadas por
ecosistemas terrestres (Imagen 4.2). En la región operan dos sistemas importantes de circulación de corriente
marina: un sistema dinámico de movimiento ascendente de agua fría en el océano Pacífico llamado la corriente
de Humboldt o de Perú-Chile. En el océano Atlántico, la corriente brasileña cálida que fluye hacia el sur se
encuentra con la corriente fría de las Malvinas que sube y se produce un frente migratorio que se encuentra con
el agua dulce del río de la Plata, con sus descargas ricas en nutrientes, lo que genera una zona costera muy
productiva.
Imagen 4.2 Principales sistemas de circulación oceánica en la región (Fuente: Microsoft Encarta 98).
4.2 PANORAMA DE LOS PROGRAMAS DE MODELACIÓN Y FUTUROS PROYECTOS
4.2.1 Introducción
Hasta ahora, los esfuerzos de modelación en la Región no se han orientado a prever el transporte
transfronterizo. Existen algunos modelos de circulación oceánica y movimiento atmosférico pero estos modelos
no comprenden el transporte de contaminantes. Se sabe que existen excelentes capacidades de modelación en la
Región pero es preciso fomentar este tipo de investigaciones.
Una sustancia química, natural o xenobiótica, descargada en cualquier compartimiento ambiental (aire, agua,
suelo) tiene un ciclo biogeoquímico específico que determina su transporte y distribución. Esta distribución
depende no sólo de los patrones de difusión y transporte en un compartimiento dado, sino también de los
procesos de reparto entre los diversos compartimientos. Además, en cada compartimiento la sustancia química
está sujeta a degradación, aunque hay que considerar que los procesos de degradación son muy limitados en el
caso de las STP porque tienen vidas medias muy largas.
En la Imagen 4.3 se muestra un esquema de los principales mecanismos que orientan la distribución y destino
de una sustancia química en el medio ambiente.
59
Imagen 4.3 Mecanismos simplificados que regulan el destino de las sustancias químicas en el medio ambiente
Es evidente que el ciclo biogeoquímico de una sustancia química y su destino ambiental depende de las
características de los diversos compartimentos y de otros parámetros ambientales. Por otro lado, fijar las
condiciones ambientales, distribución ambiental y destino de una sustancia química dependerá de sus
propiedades. En particular, por lo menos en condiciones ideales de equilibrio, estado estable y buena mezcla, la
distribución entre los diversos compartimentos está regulada por algunas propiedades físico-químicas de la
sustancia química, que representan esencialmente coeficientes de reparto entre las distintas fases.
Por lo anterior, son unos pocos parámetros moleculares los que regulan el reparto ambiental de las sustancias
orgánicas y, como etapa preliminar, una evaluación grosso modo puede basarse en propiedades moleculares
particulares. Por ejemplo, es evidente que una sustancia muy soluble se repartirá sobre todo en agua, mientras
que una muy volátil lo hará principalmente en aire. Además, hay que recordar que muchos factores ambientales
afectan sobremanera los parámetros moleculares. La temperatura incide en la presión de vapor y la solubilidad
en agua más que cualquier otro parámetro como el Kow. El pH puede desempeñar un papel más importante en
compuestos disociantes, ionizables o sensibles al redox.
En resumen, la distribución ambiental de las sustancias químicas es el resultado de una suma de procesos de
reparto y transporte de masa que depende de factores ambientales y moleculares estrictamente relacionados
entre sí. Para la persistencia depende de varios procesos de transformación característicos de distintos
compartimientos ambientales, como se muestra en la Imagen 4.3.
Se acepta cada vez más que una gestión correcta de las sustancias químicas en el medio ambiente exige
información cuantitativa sobre fuentes principales, concentraciones ambientales, trayectorias de transporte y
vías de exposición en seres humanos y en flora y fauna silvestres. Para ello es fundamental la evaluación de
riesgos, determinada por el acercamiento de los niveles de concentración o residuos corporales a los niveles en
los que se observan efectos. Esta información cuantitativa sobre destino ambiental no puede extraerse sólo de
datos sobre monitoreo, y se maneja mejor con modelos multimedia de equilibrio de masa. Por eso, los modelos
de destino ambiental se utilizan mucho para predecir destino ambiental y perfiles de comportamiento y son
herramientas útiles en los procesos de evaluación de riesgos. Sin embargo, asegurar la fiabilidad de estos
modelos es crucial para el éxito de su utilización. También se ha observado cierto interés en desarrollar
modelos de tamizado para ocuparse de una variedad de escalas geográficas. Hasta hace muy poco, las
investigaciones sobre destino y comportamiento y los posibles efectos de los contaminantes en el medio
ambiente se realizaban a escala local. Ello solía implicar una evaluación del impacto de una sola fuente puntual
cercana a la zona del estudio. Sin embargo, tras las mediciones de contaminantes en áreas remotas, como el
Ártico o el Antártico, ha crecido el interés por el transporte atmosférico de los contaminantes en una escala
regional y global. De hecho, las áreas remotas, como la cordillera de Los Andes, puede convertirse en
sumideros de contaminantes semivolátiles ya que éstos tienden a depositarse en climas fríos donde los procesos
de degradación son extremadamente lentos. Por eso, resulta evidente que para lograr una adecuada gestión de
contaminantes es necesario conocer su transporte a grandes distancias. La elaboración de modelos predictivos
implica conocer la emisión de un contaminante (tanto la cantidad como la ruta emisión), su trayectoria
migratoria a través de un ambiente multimedia, las dinámicas del intercambio intercompartamental (ej.,
velocidad de eliminación) y su destino final. Como el objetivo final de estos modelos es proteger la salud
humana y la vida silvestre, entonces necesitan asociarse a los modelos de cadena alimentaria que pueden
utilizarse para predecir la exposición.
4.2.2 Modelos de estado estable: análisis de reparto y modelos afines
Para predecir la distribución y destino ambiental de las sustancias químicas, Baughman y Lassiter (1978)
introdujeron el concepto de un modelo evaluativo con el fin de desarrollar un método cuantitativo de
evaluación de la exposición. Según estos autores, los modelos evaluativos "incorporan la dinámica de medio
ambiente no específico pero se basan en las propiedades de ambiente estilizado de contaminantes hipotéticos
cuyas entradas determinamos (más que medimos)". En los años siguientes surgieron muchas publicaciones
sobre los mismos temas (Haque, 1980; Hutzinger, 1980; Neely y Blau, 1985).
En general, los modelos relacionados con el método original propuesto por Baughman y Lassiter son
sencillísimos y de fácil aplicación. Requieren sólo unos cuantos datos de entrada y se basan en las propiedades
de reparto de la sustancia química, es decir, que los coeficientes de reparto son principales datos de entrada
necesarios.
Se han elaborado varios modelos basados en el análisis de reparto con distintos niveles de complejidad, desde
modelos sencillos de tamizado estándar hasta métodos más complejos, por sitio, con diferente capacidad de
60
predicción. De este tipo de métodos, uno de los más utilizados es el método de fugacidad propuesto por
Mackay y colegas (Mackay, 1979; Mackay, 2001).
La fugacidad es un concepto antiguo de la fisicoquímica (Lewis, 1901) introducido a principios de este siglo
como criterio de equilibrio entre fases. Según Clark y col. (1988): "la fugacidad es análoga al potencial químico
pues se refiere a la tendencia de una sustancia química a salir de una fase (ej, del agua). Se expresa en unidades
de presión (pascales) y se trata, esencialmente, de una presión parcial ejercida por la sustancia química en cada
medio. Si una sustancia química alcanza concentraciones en diversos medios que están en equilibrio, su
fugacidad es igual en esos medios ".
Se pueden aplicar con un soporte informático muy reducido los cuatro niveles del modelo original de fugacidad
en su forma estándar a una teórica unidad de mundo, adoptándolos así como un útil método de tamizado. Para
estos efectos, la OCDE (1981) y algunas entidades oficiales de países europeos (Lange, 1991) sugirieron el
modelo de fugacidad como procedimiento para evaluar la peligrosidad de las sustancias químicas. Además, la
enorme versatilidad del modelo de fugacidad permite su aplicación por sitio, sustituyendo la unidad estándar de
mundo por las características de un entorno real. Obviamente, en este caso otros datos de entrada son las
propiedades del sistema experimental, como volúmenes de compartimientos ambientales, características
meteorológicas y climáticas, características de suelos y sedimentos, y equilibrio hidráulico y otros parámetros
de advección. En las publicaciones originales o en una descripción general del método de fugacidad puede
encontrarse más detalles de los diversos aspectos de los modelos de fugacidad y de otros modelos relacionados
con el concepto general de fugacidad (Mackay, 2001).
Un ejemplo de aplicación de este método para comprender el proceso que rige el destino de los PCB en el
estuario del río de La Plata fue presentado por Colombo (2002) durante el primer taller regional técnico que
tuvo lugar en Campinas, Brasil. En general, los resultados indicaron que la calibración de un modelo de
Fugacidad I para la zona costera de río de la Plata con una entrada de PCB de 220 kg reprodujo adecuadamente
las concentraciones en fases abióticas, mientras que los niveles en biota estuvieron siempre subestimados,
reflejando quizás el efecto de biomagnificación trófica en peces y almejas. Tomando en cuenta las
concentraciones de equilibrio y la dinámica de transporte/sedimentación del sistema, se estimó una descarga de
PCB total de 900 kg, que quedaría retenida sobre todo en sedimentos costeros finos.
4.3 EVIDENCIA EXPERIMENTAL DEL TRANSPORTE A GRANDES DISTANCIAS
Como anteriormente se expuso, los modelos de transporte atmosférico y multimedia son herramientas útiles
para estimar el potencial de una sustancia química para ser transportada a grandes distancias pero es importante
demostrar que, efectivamente, en la Región ha habido transporte a grandes distancias, muestreo de áreas
remotas y movimiento a través de los ríos. La biota también debería ser analizada como evidencia experimental
del transporte interregional e intrarregional.
Sin embargo, para poder proporcionar evidencia experimental se deben realizar mediciones. Los datos
experimentales fidedignos que dan soporte a las predicciones modeladas para algunas STP pueden fomentar un
mayor uso de los modelos para otras sustancias. En cambio, la falta de datos experimentales impide validar o
evaluar predicciones modeladas. Recientemente se han medido STP en áreas alejadas de toda fuente potencial
de sustancias químicas. En este estudio se han detectado STP en áreas remotas y en fondo (Barra y col., 2002a).
La detección de una sustancia en lugares remotos en donde nunca ha sido utilizada constituye una evidencia
valiosa del transporte a grandes distancias por trayectorias naturales o antropógenas. Sin embargo, la detección
de un contaminante en un área remota no es evidencia suficiente de transporte (Mackay y col., 2001). Para
obtener evidencia experimental sobre el potencial de transporte a grandes distancias de las STP en la Región se
necesitan investigaciones más amplias. Estas investigaciones deberían comprender el muestreo en gradientes
latitudinales y longitudinales en uno o más medios ambientales con miras a proporcionar información sobre
cambios en concentraciones cuando las sustancias se alejan de las zonas de fuentes puntuales identificadas.
Los gradientes altitudinales y latitudinales en la cordillera de los Andes pueden ser de mucha utilidad para
determinar si existe el efecto de "trampa fría" en la región. Si las concentraciones descienden rápidamente,
entonces no es probable que se realice el transporte a grandes distancias, pero si se obtiene una pendiente poco
profundo de la curva de concentraciones, entonces el transporte a grandes distancias puede constituir un
problema.
Se estimaron las concentraciones atmosféricas de PCB y dioxinas y furanos mediante muestreos de aire a lo
largo de una transección latitudinal desde el sur del Reino Unido hasta el sur de la región de Atlántico sur. Los
resultados indican que los PCB y PCDD/PCDF fueron detectables en muestras de aire y agua en varias zonas
remotas, entre ellas el Antártico. Esto sugiere la posible existencia de procesos de transporte a grandes
distancias, aunque a escala menor en comparación con el hemisferio norte (Lohmann y col., 2001). Asimismo,
61
la variación espacial de las concentraciones de PCB en mytillidis a lo largo de la costa chilena indica que las
concentraciones relativas de los PCB más volátiles (tri y tetracloados) aumentaron con la latitud (Barra y col.,
2002).
Durante los dos primeros talleres regionales (Campinas y Lima, 2002) se propuso el desarrollo de proyectos
regionales con el fin de evaluar los procesos de transporte a grandes distancias en la Región. Estos proyectos
proponen recoger muestras de peces para evaluar los niveles de STP en las principales cuencas de ríos
(proyecto de Vigilancia de Peces) y para analizar niveles ambientales de determinadas STP en áreas remotas
frías (proyecto de la "trampa" de los Andes). Además de las observaciones recientes (Grimalt y col., 2001), las
zonas de tierras altas podrían atrapar determinadas STP de la atmósfera. Por eso es necesario un conocimiento
más completo de los procesos de deposición del compartimiento atmosférico en zonas de tierras altas, que están
muy pobladas (Kidd y col., 1998).
Tabla 4.1 Transporte a grandes distancias de determinadas sustancias (las STP en cursivas no fueron
evaluadas).
Sustancia
¿Las mediciones
Transporte
Referencias
indican
principal
transporte a
grandes
disitancias?
Aldrina no agua
Clordano sí
aire,
agua
Brorström-Lundén, monitoreo regular
DDT
sí
aire, agua
Calamari, 1991, Muir y col., 1995
Dieldrina
sí
agua
Muir y col., 1995?
Endrina sí agua
Heptacloro aire
HCB
sí
aire
Calamari, 1991, Simonich y Hites, 1995
Mirex
Toxafeno sí
aire,
agua
PCB
sí
aire
Iwata y col., 1993, Muir y col., 1996; Simonich
y Hites, 1995
Dioxinas sí aire
Furanos sí
aire,
agua
HCH
sí
aire
Iwata y col., 1993; Simonich y Hites, 1995
PCP ?
aire,
agua
PAH sí
agua
Comp. org. de mercurio
?
Comp. org. de plomo
no
Endosulfán no agua
Atrazina no agua
Clordecone
4.4 CONCLUSIONES
En la Región prácticamente no existen estudios sobre transporte a grandes distancias a nivel regional. Los
esfuerzos tradicionales de modelación no se han dirigido hacia la predicción de modelación transfronteriza sino
que se han centrado en la circulación de aguas oceánicas y movimiento atmosférico. Estos modelos no vienen
complementados para el transporte de contaminantes pero se reconoce que la Región cuenta con las
capacidades para ampliar la base de conocimientos actual.
En áreas remotas se han detectado varias STP, entre ellas PCB, dioxinas, furanos y otros compuestos clorados
(cordillera de los Andes y Atlántico sur), lo que demuestra la importancia del transporte atmosférico y
oceánico. Tomando en consideración la abundancia de ecosistemas de aguas dulces y la extensión que ocupan,
es muy posible que ocurra el transporte a grandes distancias en este medio. De hecho, el transporte y dispersión
de STP hacia áreas remotas es ciertamente posible en la Región, pero hay muy pocos datos experimentales
para evaluar la importancia de este mecanismo en el panorama actual de la evaluación de STP en la región.
62
4.5 REFERENCIAS
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63
64
5 EVALUACIÓN PRELIMINAR DE LA CAPACIDAD REGIONAL Y LA NECESIDAD
DE GESTIÓN DE STP
5.1 INTRODUCCIÓN
Durante la reunión regional de establecimiento de prioridades celebrada en Viña del Mar, los representantes de
los distintos países expresaron sus opiniones sobre la capacidad nacional para la gestión de los problemas
relacionados con las STP, entre ellos la situación jurídica, manejo, monitoreo y gestión de desechos. Todos
estos aspectos se discuten en este capítulo.
Las autoridades encargadas suelen ser los ministerios de Agricultura, Salud, Medio Ambiente, Asuntos
Exteriores y Comercio, o los representantes de la industria que se dedican a asuntos de medio ambiente. Les
compete, por lo tanto, reglamentar la importación, venta, distribución y eliminación final de desechos de STP
dentro del país. A nivel regional, algunas instituciones nacionales se encargan de la vigilancia del
cumpliminento de la normatividad sobre plaguicidas, pero las sustancias químicas industriales y los
subproductos suelen estar menos reglamentados, probablemente por la falta de laboratorios especializados que
puedan medir niveles ambientales de STP, lo que se admite es un obstáculo grave en la Región.
Otras características que cabe mencionar en este contexto tienen que ver con la falta de programas de
monitoreo de las STP. Muchas actividades de monitoreo se realizan en las universidades y, salvo casos
particulares, muy pocas en dependencias estatales o gubernamentales. Por ello, es preciso establecer programas
de monitoreo constantes para poder realizar diagnósticos nacionales y regionales, en especial en aquellos países
de los que hay pocos datos.
Es interesante observar que en general todos los países tienen alguna reglamentación para STP plaguicidas, y
recientemente también para PCB, dioxinas y furanos; no obstante, no existen en realidad las capacidades de
monitoreo y vigilancia de cumplimiento que aseguren el cumplimiento efectivo de esta reglamentación.
5.2 ESTRUCTURAS DE REGLAMENTACIÓN Y GESTIÓN EXISTENTES
5.2.1 Reglamentación y gestión de STP en Argentina
Los plaguicidas clorados se han producido, formulado y usado intensamente en Argentina desde los años 1945-
50: síntesis de HCH en 1947, producción de DDT en 1954, introducción de organoclorados ciclodienos en 1955
y, más recientemente, formulación de clordano (Alvarez, 1998).
Prácticamente todos los plaguicidas clorados han sido oficialmente prohibidos en Argentina para diversos usos
y aplicaciones desde 1969 (HCH, endrina, dieldrina, heptacloro, clordano, excepto contra las hormigas; Ley
18073/69, Decreto 2678/69), 1973 (HCB y DDT; Ley 20418/73), 1980 (dieldrina; Ley 22289/80), 1990
(aldrina, DDT, endrina y heptacloro; Decreto 2121/90), 1998 (clordano, Resolución 513/98; lindano para uso
sanitario, Resolución 7292/98), 1999 (mirex, Resolución 627/99), 2000 (toxafeno, metoxicloro, Resolución
750/00, y HCB). El endosulfán es el único plaguicida clorado que se usa todavía. El dicofol (Keltano o
Agrofol), se usa también para los cultivos de cítricos o algodón, y jardinería, con lo que acrecenta la posibilidad
de una entrada significativa de DDT que no debería exceder 0.1% como impureza de dicofol, según las
directrices locales. La reglamentación de otras STP comporta la prohibición de PCP en 2000 (Resolución
750/00), y PCB,bBifenilos prolibromados y terfenilos en 2001 y 2002 (Resoluciones 209/01, 437/01 and
249/02). La Secretaría de política ambiental y desarrollo sostenible propuso un Plan nacional para la reducción
y eliminación de PCB ambientalmente racional (Estocolmo 2001). La gestión de sustancias peligrosas,
incluídos los temas de generación, manejo, transporte, tratamiento y eliminación, está reglamentada por medio
de la Ley Nacional 24.051 (1992) que contiene directrices para distintas sustancias (incluídas las STP) en aire,
aguas y suelos según distintos usos y criterios de calidad. Recientemente los ministerios de salud y defensa, por
medio del Grupo de trabajo sobre sustancias químicas obsoletas para el Plan nacional de gestión de productos
químicos publicó un informe de sustancias químicas prohibidas y restringidas, entre ellas las STP obsoletas, y
el Programa de riesgos químicos se adoptó por medio de la Resolución 527/2000 (Ministerio de Defensa,
http://www.mindef.gov.ar/, consultado en agosto de 2002).
Pese a la normatividad relativamente completa sobre STP en Argentina, se observan reiteradas contradicciones
entre prácticas y leyes existentes. En general, esto se debe a los problemas de organización y control de los
65
países, exacerbado por la crisis económica actual. Otros factores agravantes son la falta de armonización entre
reglamentación nacional y provincial y la deficiente integración de leyes y decretos.
Las instituciones académicas argentinas poseen los conocimientos técnicos y experiencia en química, ciencias
ambientales, derecho y áreas afines, y aportan personal profesional tanto a las dependencias nacionales como
provinciales, ministerios y sector privado. Varios servicios nacionales relacionados con la agricultura y la
alimentación poseen laboratorios relativamente completos y una larga tradición en el monitoreo de plaguicidas:
el Servicio Nacional de Sanidad y Calidad Agroalimentaria (SENASA), y el laboratorio del Mercado Central
pero, por desgracia, tienen a menudo el acceso limitado a los datos. Otros laboratorios gubernamentales con
instrumental avanzado son el Instituto nacional de Tecnología Industrial (INTI), el Laboratorio Químico del
Ejército, el laboratorio toxicológico del Ministerio de Justicia de Buenos Aires, el Centro de Tecnología del
Uso del Agua (Instituto Nacional del Agua), el laboratorio de la Aduana, y el Servicio Hidrográfico. Muchos
laboratorios privados también están bien equipados para realizar análisis ambiental, y a menudo se los contrata
para análisis particulares de productos..
Por otra parte, las universidades nacionales e institutos de investigación, junto con algunas entidades
homólogas provinciales, son los principales generadores de datos por medio de proyectos de investigación
específicos, sobre todo dedicados a ecosistemas determinados (áreas costeras, lagos y ríos como el Paraná y el
río de la Plata). Los proyectos y estudios se orientan mayormente hacia estrategias de monitoreo de la
distribución de STP en distintas matrices ambientales.
El enfoque de efectos ecotoxicológicos está relativamente menos desarrollado, sobre todo en cuanto a pruebas y
experimentos de laboratorio. La actividad científica se concentra por lo tanto en las principales ciudades, que
tienen grandes instituciones, como las universidades de Buenos Aires, Córdoba, La Plata, Rosario, y algunos
centros regionales y universidades de orientación más especializada, como los centros de ciencias marinas en
Mar del Plata, Bahía Blanca y Puerto Madryn, y Chubut. El patrón resultante es una distribución dispareja de la
capacidad científico-técnica en el país, que es particularmente deficiente en algunas provincias del norte, como
Santiago del Estero, Chaco, Jujuy, Catamarca y Misiones. Los proyectos gobierno-universidad y los programas
de monitoreo nacionales de largo plazo no son frecuentes, aunque existen los recursos humanos y el equipo
básico en algunas partes del país, salvo por la falta de un laboratorio avanzado en PCDD/F. Sin embargo, las
capacidades científico-técnicas de las instituciones de investigación argentinas se están deteriorando
rápidamente como consecuencia de la crisis económica.
5.2.2 Reglamentación y gestión de STP en Bolivia
La reglamentación de STP empezó en 1972, al promulgarse el DS 10283 que restringió el uso de plaguicidas
clorados en la agricultura. En 2002, por medio de la ley 2061 se prohibieron totalmente los plaguicidas. No hay
aún reglamentación para PCB, dioxinas y furanos, así como para estaño y mercurio orgánico.
5.2.3 Reglamentación y gestión de STP en Brasil
La legislación ambiental mundial está marcada por dos principales acontecimientos: el Convenio de Estocolmo
(1972) y la Cumbre de la Tierra (Conferencia de Río), en 1992. En Brasil, se empleó por primera vez el
término "medio ambiente" en la Constitución de 1988. Sin embargo, aun antes de promulgada la Constitución,
la Ley sobre la Tierra (30/11/64), el Código Forestal (15/09/65), el Código de Pesca y el Código de Minería
(28/02/67) sirvieron de puntos de partida para todos los aspectos jurídicos ligados a la protección ambiental. La
Ley Federal 6938 (31/08/81) estableció la Política Nacional para el Medio Ambiente, fijando sus bases,
objetivos e instrumentos.
Como ya se mencionó, según la Constitución de 1988, cada estado de la República Federal es responsable del
monitoreo ambiental y la ejecución de la ley, mientras que la Unión actúa de forma más genérica. Sin embargo,
la Ley de Agua potable (Portaria 36, recientemente reemplazada por la Portaria 1469) regula a nivel nacional,
además de otros muchos parámetros, las siguientes STP: benzo[a]pireno, alaclor, aldrina + dieldrina, clordano
(todos los isómeros), DDT (todos los isómeros y congéneres), endosulfán, endrina, heptacloro (incluso
epóxido), hexaclorobenceno, lindano, y PCP.
La Ley de clasificación de aguas (CONAMA 20) se aplica en todo el país, y regula, entre otras, las siguientes
STP: benzo[a]pireno, aldrina, clordano (todos los isómeros), DDT (todos los isómeros y congéneres),
endosulfán, endrina, heptacloro (incluso epóxido), hexaclorobenceno, lindano, y PCP.
Lo mismo ocurre con los plaguicidas cuyo uso y descarga están regidos por ley federal, bajo la responsabilidad
del IBAMA (Ministerio del Medio Ambiente) y el Ministerio de Agricultura.
66
Los principales aspectos relacionados con los plaguicidas en Brasil dependen de la Ley Federal 7802
(11/07/89), que dispone varios aspectos, como producción, investigación, embalaje, transporte, manejo,
comercialización, uso, importación y eliminación, entre otros. Asimismo, según esta ley, la obligación de
controlar el uso, producción, consumo, venta y almacenamiento son responsabilidad de cada estado de la
Unión.
La prohibición del uso de plaguicidas clorados (aldrina, BHC, toxafeno, DDT, dodecacloro, endrina,
heptacloro, lindano, endosulfán, metoxicloro, nonacloro, PCP, dicofol y clorobencilato) en el sector
agropecuario brasileño fue promulgada en 1985, de conformiada con la Portaria 329 (02/09/1985), del
Ministerio de Agricultura, pero queda permitido un uso restringido (Artículo 1) de algunos de estos compuestos
como conservadores de madera, o cuando se aplican bajo la responsabilidad de una institución pública en bien
de la salud públca. Este aspecto legal puede servir de escape para producir algunas STP, cuyas reservas actuales
en Brasil se muestran en la Tabla 5.1.
Tabla 5.1 Reservas disponibles de algunas STP en Brasil, usadas sobre todo para tratamiento de maderas
Cantidades disponibles
STP
(toneladas)
Pentaclorofenato de Sodio
78 (10)
Lindano 20
(38)
Heptacloro 162
(2.5)
(cantidad disponible como principio activo; productos formulados entre paréntesis)
5.2.3.1 Capacidades de monitoreo
El monitoreo ambiental en Brasil está a cargo de dependencias estatales, pero la generación de datos varía
enormemente dentro del país. En unas áreas (región sur y sudeste), el monitoreo es rutinario, mientras que en
otras no existe virtualmente ningún dato sobre niveles en aire, agua y suelos, no sólo de STP, sino de
contaminantes comunes como SO2 y partículas. Más recientemente se ha observado una intensificación de la
participación de universidades públicas y privadas en el monitoreo ambiental, sobre todo en vista de que el
gobierno dedica pocos fondos a esta actividad. Esta tendencia debe ser ponderada con cautela, ya que la mayor
parte de estas actividades deben realizarse de forma rutinaria (meramente técnica), sin vinculaciones con
trabajos de investigación.
Fuera de algunas dependencias ambientales del gobierno, muchos laboratorios particulares, además de
determinar fioxinas y furanos, llevan a cabo monitoreo de STP. Otras instituciones oficiales, como el
EMBRAPA (Ministerio de agricultura), el Instituto Adolfo Lutz, el Instituto Biológico, INCQS (Ministrerio de
salud), realizan asimismo monitoreo pero, lamentablemente, sus resultados no están a disposición pública.
5.2.3.2
Situación
Hay muy pocos datos sobre almacenamiento incorrecto y reservas de plaguicidas clorados, sobre todo de STP
caducadas. Según el IBAMA, se emprendió hace poco un programa para determinar estas reservas mal
almacenadas en todo el país.
5.2.3.3 Gestión de desechos
Como ya se mencionó, la Ley Federal 7802 (11/07/89) regula el envasado, transporte, manejo y eliminación de
plaguicidas en uso. En todo el país se practica el triple lavado de los envases y su destrucción parcial antes de
enviarlos al centro de recolección.
5.2.4 Reglamentación y gestión de STP en Chile
La reglamentación plaguicidas en Chile empieza con la Ley No. 15,703 de 1964 y el Decreto No. 567, que
facultan al Ministerio de Agricultura, por medio de la División de Agricultura y Pesca del Subdepartamento de
Defensa Agrícola, a regular la producción, formulación, distribución, y aplicación de plaguicidas, entre ellos las
STP plaguicidas. En el Decreto Ley No. 3,557 de 1980 para la Protección Agrícola se sobresee la legislación
anterior y se faculta al Servicio de Argicultura y Ganadería (SAG). Por otra parte, el Ministerio de salud, por
medio de la Resolución Exenta No. 1,450 del 13 de diciembre de 1983, establece las tolerancias máximas para
los residuos de plaguicidas en alimentos para consumo doméstico. De conformidad con el Código Sanitario,
este Ministerio está facultado para autorizar la fabricación e importación de sustancias tóxicas o peligrosaspara
uso doméstico o sanitario.
67
En Chile está prohibida la importación, fabricación, venta, distribución y uso de los siguientes compuestos:
DDT desde 1984; aldrina desde 1988; y clordano, dieldrina, endrina y heptacloro desde 1987. Los PCB se
regulan desde 1982, cuando se promulgó una prohibición de rellenado de transformadores con aceites que
contuvieran PCB. En cuanto a dioxinas y furanos, una normativa reciente establece los niveles de emisión
máximos.
En Chile no se fabrican plaguicidas o subproductos industriales como los HCB o PCB, pero se siguen usando
PCB, HCH y endosulfán. No hay exportación de ninguna STP pero se han exportado PCB para ser eliminados
de conformidad con los protocolos del Convenio de Basilea.
5.2.4.1 Capacidades de monitoreo:
En Chile hay laboratorios públicos y privados con las técnicas analíticas necesarias y el personal capacitado
para el análisis y cuantificación de STP (sobre todo de plaguicidas y PCB). No hay programas de monitoreo
ordinario específicos para STP, pero los existentes, como el programa de calidad del agua del río Biobío o el de
monitoreo del aire de Santiago, analizan algunos compuestos de STP (PAH). Otros programas recolectan
información pero no de forma regular. No existen programas que supervisen los niveles o efectos en biota
(hasta ahora se han aplicado programas sobre biota acuática o terrestre). El método para los efectos
ecotoxicológicos está relativamente menos desarrollado: algunos grupos de investigación de las universidades
de Concepción y Chile han estado trabajando en estos temas. La actividad científica se concentra, pues, en los
centros urbanos donde están las grandes instituciones como las Universidades de Chile, Católica, Concepción,
Austral de Chile etc., y algunos centros regionales y universidades de orientación científica, como el Centro
Nacional para el Medio Ambiente (CENMA-U de Chile, EULA U de Concepción). El patrón resultante es una
distribución desigual de la capacidad científico-técnica que es particularmente deficiente en las regiones norte y
extremo sur.
5.2.4.2 Situación
No hay antecedentes en cuanto al almacenamiento o reservas de plaguicidas clorados. Se supone que ya no
están en uso en Chile. Algunas reservas de PCB se encuentran en el norte del país (zonas mineras), en las
regiones de Antofagasta y Atacama.
5.2.4.3 Gestión de desechos
Existe una normativa para el manejo de residuos peligrosos, de cuya aplicación se encarga el Ministerio de
salud, pero se encuentra todavía en proceso de elaboración. Por otra parte, no hay tecnologías en el país para
eliminar estos compuestos tóxicos; sin embargo, se han realizado varios esfuerzos de investigación a fin de
crear tecnologías limpias adaptables a la situación chilena.
5.2.5 Reglamentación y gestión de STP en Ecuador
La aldrina, dieldrina, BHC, campecloro, amitrole, compuestos mercúricos, DDT, lindano, heptacloro y mirex
fueron prohibidos en julio de 1985
Los PCB y PCP fueron prohibidos oficialmente en mayo de 2001, pero se carece de instrumentos jurídicos para
ejecutar esta decisión.
El dicofol está registrado en Ecuador con el nombre comercial MITIGAN, y se usa como acaricida. Las
importaciones totales fueron de 2,384 kg en 2000 y de 2,059 kg en 2001. El endosulfán esta registrado con los
nombres comerciales de Parmarol Endolfán, Flavylan, Galgofán, Thiodán, Thionex, Thionil y Methofán, y se
importó una cantidad total de 56,590 Kg. Tan sólo en 2002 se importaron 3,850 Kg. El lindano no se ha
importado desde su prohibición.
5.2.6 Reglamentación y gestión de STP en Paraguay
En Paraguay existe un conjunto de normativas referentes a los convenios internacionales que se encuentran
pendientes de resolución a nivel ministerial. Los plaguicidas clorados que son STP fueron prohibidos en 1992 y
1993 (Resolución 87/92 y 447/93), entre ellos los siguientes: aldrina, dieldrina, endrina, heptacloro, clordano,
metoxicloro, canfecloro, DDT, lindano, y además el pentaclorofenol (Resolución 448/93).
5.2.6.1 Capacidades de monitoreo:
Las capacidades de monitoreo son muy limitadas, con la excepción de un laboratorio gubernamental con
instalaciones también limitadas. No existen actulamente programas monitoreo de STP en ningún medio
68
ambiental ni en tejidos humanos. Probablemente Paraguay sea uno de los países en que la información no esté
disponible o no exista.
5.2.6.2 Situación
Hay pocos informes sobre almacenamiento de sustancias químicas en el puerto de Asunción, sin embargo, hay
incertidumbre sobre lo que pueda contener, y no hay información sobre almacenamiento de STP en el país.
5.2.6.3 Gestión de desechos
Aunque hay organismos de reglamentación, existe consenso entre los funcionarios de gobierno respecto a que
éstos no son eficientes en los aspectos de almacenamiento, transporte, uso y gestión, y eliminación. Se
desconoce si los plaguicidas prohibidos se eliminan debidamente.
5.2.7 Reglamentación y gestión de STP en Perú
El Ministerio de Agricultura en Perú ha reglamentado el uso de plaguicidas restringiendo o prohibiendo su uso
en el país. Estas medidas jurídicas empezaron en 1991 con la prohibición absoluta del uso de aldrina, edrina,
deldrina, HCH, heptacloro, toxafeno y DDT, así como de sus derivados por medio del Decreto Supremo 037-
91-AG en 1991. Unos años después, en 1999, la Resolución Suprema 036-99-AG-SENASA prohibió
igualmente el HCB, PCP y clordano así como sus derivados. En el año 2000, las Resoluciones Supremas 043-
2000-AG-SENASA y 060-2000-AG-SENASA prohibieron el registro, la importación, formulación,
distribución, venta y uso de formulaciones comerciales y materiales técnicos de plaguicidas para usos agrícolas
a base de lindano y mirex, respectivamente.
5.2.7.1 Capacidades de monitoreo
Las capacidades de monitoreo son muy limitadas, y unas pocas universidades las poseen. La excepción es el
laboratorio CEPIS-OPS, que está equipado para estos análisis químicos, pero su acceso está resgringido por
razones económicas.
5.2.7.2 Situación
Es posible que estén almacenadas algunas reservas de DDT en el noreste del país. Sin embargo, hay poca
información sobre el destino de las reservas de PCB u otras STP en el país.
5.2.7.3 Gestión de desechos
No hay reglamentación para la gestión de residuos peligrosos, y se está realizando una revisión al amparo de la
Ley del Agua para considerar el monitoreo de PCB. Recientemente, se ha formado un grupo técnico,
constituido por los Ministerios de Agricultura y salud, y representado por el SENASA y la DIGESA,
respectivamente, así como por representantes de los sectores político, social y académico, a fin de evaluar y
recomendar medidas sobre residuos peligrosos de conformidad con los Convenios de Estocolmo, Basilea y
Rotterdam.
5.2.8 Reglamentación y gestión de STP en Uruguay
En 1968, el gobierno de Uruguay, por medio del decreto 367/68, facultó al Ministerio de Ganadería,
Agricultura y Pesca (MGAP) para reglamentar el uso de plaguicidas, prohibirlo o restringirlo en la ganadería y
los cultivos. En el mismo año, (Resolución 6/6/1968), se restringieron dieldrina, endrina, clordano, heptacloro,
gamma isómeros de HCH, DDT, y endosulfán sólo para el control de hormigas en tratamientos específicos.
Otras resoluciones (Decreto 149/977 de marzo/977, y diciembre/977) prohibieron el uso de insecticidas
clorados en pastizales y tratamiento de semillas destinadas a consumo humano o pecuario, o a la
industrialización; se prohibió asimismo la importación, producción, formulación y venta de
hexaclorociclohexano para uso agrícola y veterinario.
En 1988 fue revocada la autorización de producción y venta de endrina para todos los usos agronómicos,
excepto para el control de la cotorra común (Myiopsitta monachus, Aves Psittaciformes), pero se debe usar con
autorización de la Dirección de Sanidad Vegetal.
5.2.8.1 Capacidades de monitoreo
Varias entidades tienen instalaciones para llevar a cabo análisis de STP, sobre todo de plaguicidas y PAH,
como los ministerios, universidades locales, y algunos laboratorios privados. Sin embargo, no hay programas
de monitoreo ordinario de STP. Sólo se controlan los productos agrícolas de exportación para detectar residuos
de plaguicidas, pero el acceso público a esta información es limitada. Las evaluaciones toxicológicas y
ecotoxicológicas tienen escaso desarrollo y sólo se han llevado a cabo en la universidad.
69
5.2.8.2 Situación
La única información relacionada con reservas de STP corresponde a 70 ton. de HCH almacenadas en
condiciones deficientes, y unas 60 ton. de PCB. Ambas reservas están bajo supervisión del Ministerio de Salud
y de la compañía eléctrica nacional (UTE), respectivamente.
5.2.8.3 Gestión de desechos
Existe una reglamentación para la gestión de residuos peligrosos, cuya ejecución está a cargo de la DINAMA y
el MGAP, pero se encuentra todavía en proceso de desarrollo. Por otra parte, no hay tecnologías disponibles en
el país para la eliminación de sustancias tóxicas. Actualmente hay exportación de conformidad con el Convenio
de Basilea.
Tabla 5.2 Situación jurídica actual de las sustancias tóxicas persistentes en los ocho países que abarca el
informe (Fuente :Datos de la reunión sobre establecimiento de prioridades, Viña del Mar, Chile, 2002)
Argentina1
Bolivia2
Brasil3
Chile4
Ecuador
Paraguay
Perú
Uruguay
Aldrina
Prohibida 1990 Prohibida 2002 Uso restringido Prohibida 1987.
Prohibida 1985
Prohibida 1993 Prohibida 1991
Restringida
(1985)
1968,
Prohibida
1998
Endrina
Prohibida 1990 Prohibida 2002 Uso restringido Prohibida 1987
Prohibida 1985
Prohibida 1993 Prohibida 1991
Restringida
(1985)
1968,
Prohibida
1998
Dieldrina
Prohibida 1980 Prohibida 2002
SI
Prohibida 1987.
Prohibida 1985
Prohibi/a 1993 Prohibida 1991
Restringida
1968,
Prohibida
1998
Clordano
Prohibido 1998
Uso restringido Prohibido 1996.
Prohibido 1985 Prohibido 1993
Prohibido
Restringido
(1985)
1999
1968,
Prohibido
1997
Heptacloro
Prohibido 1992
Uso restringido
Prohibido 1985 Prohibido 1993 Prohibido
1991
Restringido
(1985)
1968,
Prohibido
1998
DDT
Prohibido 1990 Prohibido 1996 Uso restringido Prohibido 1994.
Prohibido 1985
Prohibido
Prohibido 1991
Restringido
(1985)
1993*
1968,
Prohibido
1977
HCB
Prohibido 2000 Prohibido 2002 Uso restringido
Nunca se
Prohibido
Prohibido 1993 Prohibido 1999
Nunca se
(1985)
registró como
registró
plaguicida.
1985
Prohibido en
2002
-HCH
Prohibido 1998
En uso
Uso restringido Uso restringido
Prohibido 2001
Prohibido
Prohibido 2000
Restringido
(lindano)
(1985)
Prohibido para
1968,
uso agrícola en
Prohibido
1998, pero aún
1997
en uso en
sanidad
Mirex Prohibido
Prohibido Uso
restringido Nunca se
Prohibido 1985 Prohibido 1993 Prohibido 2000
En uso
(1985)
registró como
1999
plaguicida.
Prohibido en
2002
Toxafeno Prohibido
2000
Prohibido 2002 Uso restringido
Nunca se
Prohibido 1985 Prohibido 1993 Prohibido 1991
Nunca se
(1985)
registró como
registró
plaguicida.
Prohibido en
1998
Endosulfán
En uso
En uso
Uso restringido
En uso
En uso
En uso
SI
Restringido
(1985)
1968
TBT SI
En
uso
SI SI SI SI SI
En
uso
PCB
Prohibido 2001
SI
Uso restringido
Prohibido en
Prohibido en
SI SI SI
(1985)
1982
2001
70
Argentina1
Bolivia2
Brasil3
Chile4
Ecuador
Paraguay
Perú
Uruguay
PCP
Prohibido 2000
En uso
Uso restringido
Suspendido en
Restringido
SI Prohibido
1999
SI
(1985)
1999
1985/Prohibido
2001
1SI = sin información.
2 Ley 2061 (2002) Resolución Administrativa 0055, prohibe el uso e importación de plaguicidas clorados. Aun prohibidos, hay algunos indicios de uso.
El uso de * DDT se prohibió por ley pero el Ministerio de Salud lo usó en campañas contra el dengue (años 1999-20)
5.2.9 Evaluación
regional
Tal como se menciona en capítulos anteriores, algunos países tienen la capacidad de llevar a cabo monitoreo de
STP así como actividades de investigación. Sin embargo, hay que considerar que algunos países (Bolivia,
Ecuador, y Paraguay) necesitan apoyo internacional para mejorar sus capacidades nacionales. Este apoyo
internacional puede proporcionar las metodologías y herramientas para la gestión de problemas relacionados
con las STP. En cuanto a gestión de STP, algunos países están desarrollando tecnologías de decloración y
oxidación adecuadas para el tratmiento in situ o ex situ de los PCB así como de otros contaminantes. Por lo
tanto, dentro de la Región hay algunas capacidades nacionales para tratamiento de STP y rehabilitación que
podrían recibir apoyo y favorecer así la cooperación interregional.
En algunos países de la Región crece el número de empresas de consultoría ambiental en las áreas de
tratamiento de aguas residuales, contaminación atmosférica y saneamiento de suelos. A nivel regional hay
preocupación en cuanto a la gestión de plaguicidas y productos químicos almacenados. Prácticamente no existe
información sobre su ubicación, y en algunos casos esta información se considera confidencial. El IBAMA, en
Brasil, acaba de lanzar un programa para determinar cuáles son los principales sitios en que se han almacenado
plaguicidas caducados.
Otro problema regional complejo es la falta de armonización en la legislación sobre plaguicidas y STP en los
distintos países. Algunos han prohibido todos los usos de STP, incluso su importación y exportación, mientras
que otros no. Por lo tanto, hay vías abiertas al transporte ilegal de contaminantes dentro de la Región, situación
que se agrava con los problemas económicos recurrentes. Esta situación es una grave dificultad para los países
de la Región XI, que deberían promulgar normativas más estrictas para cumplir las disposiciones del Convenio
de Estocolmo. Otro importante aspecto relacionado con el uso, importación y eliminación de plaguicidas tiene
que ver con el Mercosur, que constituye el primer intento de normalizar procedimientos (1995) entre varios
países de América del Sur.
El Convenio de Estocolmo sobre Contaminantes Orgánicos Persistentes fue adoptado en diciembre de 2000 en
la reunión del Comité Intergubernamental de Negociación de un instrumento vinculante para la instrumentación
de una acción internacional sobre ciertos contaminantes orgánicas persistentes, celebrada en Johannesburgo. El
objetivo de este Convenio es la protección de la salud humana y el medio ambiente ante los contaminantes
orgénicos persistentes. La lista de COP seleccionados es de pertinencia directa para la evaluación del PNUMA
sobre STP. El Convenio se propuso para ratificación el 23 de mayo de 2001. Todos los países de la Región XI
lo han firmado pero ninguno lo ha ratificado todavía.
5.3 SITUACIÓN DE LA VIGILANCIA DEL CUMPLIMIENTO
La situación de la vigilancia del cumplimiento es bastante similar en los distitnos países, pues las STP no son
asunto prioritario en términos de salud pública o ambiental. En general, las actividades de vigilancia se reducen
a efectuar mediciones de rutina en alimentos y en algunas matrices ambientales. Se ha reconocido que estos
programas de monitoreo eran más frecuentes en los años 1980, y como, en general, los niveles en alimentos
estaban por debajo de la normativa nacional, no se tomaban medidas.
Los productos industriales, como los PCB y algunos subproductos, como las dioxinas y furanos, no se
monitorean regularmente, pero se están elaborando algunas normativas en la Región. Los PCB todavía están
permitidos en algunos países, pero en otros están prohibidos sus usos en la industria eléctrica.
5.4 ALTERNATIVAS O MEDIDAS DE REDUCCIÓN
La medida más efectiva para reducir las concentraciones de STP en receptores ambientales consiste en reducir
sus fuentes. Mientras haya oferta de productos prohibidos en el mercado internacional existirá la posibilidad de
su uso. De modo que, en primer lugar, habría que inhibir totalmente la producción de estos compuestos. En
segundo lugar, el uso excesivo de plaguicidas es habitual en la mayor parte de países en desarrollo, fomentado
por los productores, y éste es un problema que debería atacarse con programas de educación, cosa que omiten
71
hacer la mayor parte de los países. No todos los países tienen la capacidad ejecutoria necesaria para asegurar la
observancia de las leyes, en particular en lo tocante a alternativas a los plaguicidas clorados.
El desarrollo de tecnologías adaptadas para el tratamiento y eliminación de reservas de PCB y algunos
plaguicidas posibilitará eliminar las reservas de ciertas STP almacenadas o en uso.
5.5 TRANSFERENCIA DE TECNOLOGÍA
Se hace necesaria la cooperación intrarregional tanto en materia legislativa como técnica. Hay dos redes
relativas al Convenio de Basilea en la Región (Argentina y Uruguay), que están llevando a cabo una serie de
actividades para mejorar la capacidad en el tratamiento y eliminación de STP. Otros países, como Brasil, tienen
el desarrollo tecnológico suficiente para ayudar a sus países vecinos a eliminar debidamente los desechos de
plaguicidas y PCB y se reconoce que la Región requiere avanzar con más iniciativas de este tipo.
5.5.1 Determinación de obstáculos
Uno de los obstáculos que se han detectado para un mejor manejo de la problemática de STP en la Región es la
ausencia de un marco normativo uniforme para estas sustancias. Algunos países no han usado nunca
determinados plaguicidas, y en algunos casos (por ejemplo, el de PCB) no hay reglamentación. Esta falta de
legislación facilita el transporte de sustancias. Hay algunas disposiciones que prohiben el movimiento de
sustancias químicas de un país a otro.
El segundo obstáculo que se ha detectado es la limitada capacidad de ejecución que tienen los países de la
Región. Ello se debe a que, en términos de prioridades nacionales, las sustancias tóxicas no ocupan los
primeros lugares. La falta de recursos y de capacidad institucional en los países menos desarrollados de la
Región es un problema clave que impide aplicar cabalmente el Convenio de Estocolmo a nivel nacional y
regional. Las fronteras nacionales son muy extensas, y esta característica natural impide el adecuado control de
entrada de plaguicidas y demás sustancias químicas.
El tercer obstáculo está relacionado con la ausencia de programas de cooperación regional en materia de STP.
Cabe mencionar que algunos expertos que participaron en los talleres técnicos se manifestaron dispuestos a
intercambiar sus experiencias con los países menos desarrollados, y esta inciativa debe ser fomentada y
encarecida.
El cuarto obstáculo que se identificó es la dificultad de armonizar procedimientos de control para evitar la
reutilización y la circulación ilícita de STP. La coordinación de medidas de consecución de los planes de
instrumentación nacionales implica un gran esfuerzo. Las disposiciones del convenio serán probablemente un
estímulo para coordinar medidas a escala nacional. El desarrollo tecnológico para la eliminación de STP es
muy limitado. Hay que dirigir algunos esfuerzos en esta dirección, en particular par estimular y fomentar la
creación de tecnologías apropiadas que puedan adaptarse a las condiciones de la Región.
5.6 IDENTIFICACIÓN DE NECESIDADES
Las necesidades anotadas por el Equipo Regional son, entre otras, las siguientes:
Acordar reglamentación sobre el transporte transfronterizo ilícito de STP
Incrementar el intercambio de expertos en la Región
Eliminar reservas conocidas de STP (PCB y plaguicidas)
Desarrollar las tecnologías apropiadas para la eliminación de STP
Incentivar los programas de monitoreo en la Región
Mejorar las capacidades analíticas en la Región
Fomentar la capacitación y fortalecimiento institucional a nivel regional
72
5.7 CONCLUSIONES
La capacidad de monitoreo en la Región es heterogénea a nivel nacional y regional. Por ejemplo, se ha
detectado una muy escasa capacidad de monitoreo de STP en Bolivia, Ecuador y Paraguay. No existen
programas nacionales de monitoreo y gran parte de los datos disponibles provienen de proyectos específicos, lo
que dificulta determinar tendencias temporales. A efectos de comparación, la estandarización (o, cuando
menos, una mejor compatibilidad de datos) en materia de las metodologías de investigación y evaluación, así
como de los requisitos de notificación, es muy necesaria en toda la Región. Con ello se facilitaría la
compilación de datos regionales fiables sobre las evaluaciones ambientales , así como las comparaciones de
información entre países.
Los regímenes jurídicos en la Región son también diversos, y hay una gran variedad de instrumentos para la
gestión de STP, con fuertes diferencias en el grado de observancia. Se reconoce que los países que tienen un
bajo nivel de capacidad organizacional y economías débiles tienen graves dificultades para reforzar la
protección ambiental y cumplir sus compromisos internacionales. A este respecto, los productos prohibidos
pueden ser importados en algunos de estos países, y muchos de ellos tienen fronteras muy extensas y difíciles
de controlar.
El control y la gestión de STP a niveles nacionales están repartidas entre distintas autoridades, según sea el tipo
de STP. Los plaguicidas son reglamentados en general por los ministerios de agricultura. Las STP industriales
son objeto de escaso monitoreo y gestión. Los niveles de STP en biota son responsabilidad, sea del ministerio
de medio ambiente, sea del de agricultura y ganadería. Por último, el control y la reglamentación de STP en
alimentos suele ser materia de las autoridades de salud correspondientes.
Se considera prioridad regional la identificación y rehabilitación de reservas de desechos de compuestos de
STP, ya que es difícil tener información actualizada, y a veces los datos son incompletos.
Los datos indican claramente que en el mejor de los casos los países no tienen los recursos suficientes para
aplicar a cabalidad las normas internacionales. En este contexto, debería robustecerse la cooperación regional
para desarrollar planes nacionales para la gestión de STP. La cooperación regional puede estimular la
producción y divulgación de conocimientos científicos y técnicos, así como la difusión y mantenimiento de las
capacidades de evaluación ambiental regionales. Este trabajo de evaluación será el instrumento de base para
jerarquizar los problemas y formular políticas comunes.
73
6 RESULTADOS FINALES Y RECOMENDACIONES
6.1 DETERMINACIÓN DE PRIORIDADES
6.1.1 Caracterización de fuentes
La determinación y cuantificación de fuentes de STP y de liberaciones en el medio ambiente está escasamente
desarrollada en la Región. La mayor parte de los resultados presentados en este informe se refiere a zonas de
riesgo (puntos críticos) y, en menor medida, a las reservas, que actúan como principales fuentes ambientales
para las STP más comunes. Las emisiones industriales y otras fuentes puntuales, incluidas las no intencionales,
son en su mayoría desconocidas, y no hay registros disponibles para estimar las amenazas reales que pueden
representar para los seres humanos y el medio ambiente. Sin embargo, a escala regional, la quema de biomasa
se ha señalado como principal problemática regional como fuente no intencional de STP, entre ellas los PAH.
Se estimaron las emisiones de estos compuestos usando factores de emisión (USEPA) y el valor obtenido se
situó entre 500 y 7,000 toneladas por año. Aún más importante es la evaluación de compuestos recientemente
clasificados como STP potenciales, como los retardantes de llama, nonilfenoles, tributilin, atrazina, para los que
no hay datos. Las emisiones de dioxinas y furanos a la atmósfera fueron calculadas con el instrumental del
PNUMA así como por medio de las emisiones de CO2. El valor obtenido para toda la Región es relativamente
bajo (700 g TEQ/year), comparable a los registrados en muchos países europeos, como Francia, Bélgica y el
Reino Unido. Esta estimación regional debe ser validada con datos experimentales. En relación con los PCB,
las principales fuentes son las deficiencias en el uso, eliminación y mantenimento de las reservas existentes.
Como prioridad cada vez más evidente, se consideró que los PCB constituyen la principal problemática de STP
para la Región. La descarga de efluentes no tratados en toda la Región se considera como una gran vía de
entrada de STP al medio ambiente.
6.1.2 Niveles ambientales, caracterización toxicológica y ecotoxicológica
La mayor parte de los países de la Región carece de programas de monitoreo, y por lo general los datos
disponibles provienen de monitoreo inducido más que de programas integrales en áreas de mucha densidad
poblacional y principales cuencas hidrográficas. Por este motivo, la base de datos sobre niveles ambientales
refleja un fuerte sesgo hacia los ecosistemas de agua dulce, y no se conoce la situación actual y las tendencias
de extensas zonas de la Región.
Los compartimentos ambientales más estudiados son los animales acuáticos, seguidos de los sedimentos, aguas
y seres humanos, mientras que hay pocos datos de aire y suelos. Según los datos publicados, la mayoría
corresponde a plaguicidas clorados y PAH, con escasos registros de PCB y mercurio orgánico. En general, los
niveles ambientales de plaguicidas han decrecido en los últimos años, sobre todo en alimentos, debido
principalmente a las restricciones o prohibiciones en los países de la Región. Sin embargo, otras STP exhiben
claros patrones de contaminación en sedimentos, agua y biota, en particular en zonas muy pobladas, así como
en áreas industriales.
La jerarquización de las sustancias químicas en la Región dio altos puntajes para PCB y PAH, seguidos de las
dioxinas y furanos y varios plaguicidas. Las principales preocupaciones relacionadas con estas sustancias tienen
que ver con su uso generalizado y los altos niveles en que se las encuentra en algunos compartimentos
ambientales en la Región.
En cuanto a efectos toxicológicos y ecotoxicológicos, no han sido evaluados en la Región, con algunas
excepciones. Se planteó la preocupación sobre los efectos de algunas STP y se indicó que debería haber
especial interés en analizar los efectos crónicos en humanos en aquellas situaciones en que la exposición es
elevada. En relación con los efectos ambientales y respuestas, pese a la atención que han recibido los niveles
ambientales en biota, hay pocos estudios sobre los efectos de esta exposición. En la segunda reunión técnica, en
Lima, se hizo un fuerte llamado para evaluar estos efectos.
6.1.3 Evaluación de las principales trayectorias del transporte de contaminantes
Prácticamente no hay estudios regionales sobre el transporte de grandes distancias; pocos han sido realizados
en algunos países de la Región. Varias STP, como los PCB, dioxinas, furanos y otros compuestos clorados han
sido detectadas en áreas remotas (cordillera andina y Atlántico sur), lo que recalca el potencial del transporte
atmosférico y oceánico. Tomando en consideración la abundancia de los ecosistemas de agua dulce y su
extensión, el transporte de grandes distancias por este medio es muy probable, si bien no hay datos
74
experimentales que respalden el hecho de que los grandes ríos de la Región pudieran ser vías de transporte
importantes. Como conclusión, la Región presenta todas las condiciones necesarias para permitir el transporte y
la diseminación de STP a áreas remotas, pero hay pocos datos experimentales para evaluar la contribución real
y la importancia de este mecanismo en el escenario actual de la evaluación de STP en la Región.
6.1.4 Capacidad regional y necesidad de gestión de STP
La capacidad de monitoreo en la Región es heterogénea tanto a escala nacional como regional. No hay
programas nacionales de monitoreo reconocidos y gran parte de los datos disponibles tienen que ver con
proyectos particulares, lo que dificulta establecer tendencias. La situación legislativa en la Región también es
diversa, con una amplia gama de leyes para la gestión de STP y grandes variaciones en el grado de observancia.
Se reconoce que los países que tienen poca capacidad organizacional, y que las economías más débiles se
encuentran con graves dificultades para incrementar la protección ambiental y cumplir los compromisos
internacionales. A este respecto, los productos prohibidos podrían ser importados a algunos de estos países,
sobre todo aquellos que tienen grandes extensiones fronterizas que son difíciles de controlar.
Las capacidades analíticas están bien desarrolladas en algunos países, a veces asociadas con instituciones
privadas, laboratorios gubernamentales y universidades. El análisis de plaguicidas está relativamente bien
desarrollado; sin embargo, al considerar prioritaros los PCB y PAH, los países deberían promover el desarrollo
de las metodologías analíticas para poder evaluar la situación real de la contaminación con estas STP en sus
territorios.
Como prioridad regional, la identificación y rehabilitación de desechos que contienen STP se considera
importante, ya que la información actual es difícil de obtener, y a menudo es incompleta.
La mayor parte de los países no tienen recursos suficientes para una adecuada aplicación de las normas
internacionales para el control y la gestión de STP. En este contexto, la cooperación regional debería ser
reforzada para el desarrollo de planes nacionales para la gestión de STP.
6.2 RECOMENDACIÓN PARA ACTIVIDADES FUTURAS
6.2.1 Caracterización de fuentes
Los procedimientos para establecer la distribución de fuentes de contaminantes y mejorar la cuantificación de
emisiones deben ser desarrollados para poder conocer mejor la magnitud y la relativa contribución de las
fuentes naturales y antropogénicas en el tiempo. No se ha trabajado prácticamente en esta carcterización de
STP en la Región. La combustión de biomasa podría ser una fuente importante de STP y debería ser evaluada.
La información reunida por instituciones públicas debería ponerse a disposición de la ciudadanía y de las partes
interesadas.
6.2.1 Niveles ambientales, caracterización toxicológica y ecotoxicológica
La cooperación entre los países debería reforzarse para poder mejorar las capacidades analíticas y aplicar un
sistema de control y aseguramiento de la calidad. Estos programas deberían comprender aspectos como
comparación entre laboratorios, almacenamiento y archivación de muestras, manejo, notificación y análisis de
datos. Los países más avanzados deben compartir su experiencia, errores cometidos y enseñanzas extraídas de
los estudios sobre STP.
Existe la necesidad de reforzar los programas de monitoreo nacionales, de crear una red regional y promover la
sensibilización acerca de estas cuestiones en el ámbito gubernamental y en la ciudadanía, sobre todo en los
países en que no hay datos.
Es preciso desarrollar a escala regional un programa de monitoreo conjunto, basado en aplicaciones de modelos
evaluativos y campañas sistemáticas de muestreo en áreas remotas y contaminadas. Es esencial establecer
tendencias de referencia espaciales y temporales. Por ejemplo, el proyecto de "vigilancia de peces" propuesto
por este informe (además del de vigilancia del mejillón), será una oportunidad singular de contar con conjuntos
de datos comparables. El uso de técnicas retrospectivas (estudios de suelos, sedimentos y catas en hielo,
análisis de muestras de bancos de especímenes) y el desarrollo de estudios epidemiológiocos deberían
promoverse ya que no se conoce cabalmente el historial de la contaminación y sus efectos en los seres humanos
y la salud de los ecosistemas. De esta forma, podrían desarrollarse metodologías para evaluar los efectos de
largo plazo en la salud humana y de los ecosistemas de las exposiciones a STP. Con ello se pueden colmar
lagunas importantes ya que no existen estudios de estos temas en la Región. Estas medidas deberían estar
orientadas a reforzar las redes de monitoreo existentes a nivel nacional, transfiriendo esta experiencia por
medio de programas de cooperación a otros países menos experimentados. Hace falta el apoyo de las
75
organizaciones internacionales para crear y mantener una red regional de esta naturaleza que permita llevar a
cabo investigaciones ecotoxicológicas de STP.
6.2.2 Principales trayectoras del transporte de contaminantes
La región sudamericana contienen algunos de los más grandes depósitos de agua dulce del mundo. Muchas
ciudades muy pobladas se abastecen de estos ríos y lagos, y éstos constituyen vías de transporte transfronterizo.
El potencial de movimiento de contaminantes por estas vías debe ser estudiado.
La contaminación por SPT en áreas remotas de la Región, con sus distintas climas y condiciones ecosistémicas,
debe asimismo estudiarse y cuantificarse. El análisis espacial de STP a lo largo de gradientes de condiciones
ambientales (climáticas, latitudinales, altitudinales) podría ayudar a entender la importancia relativa de las
distintas vías de transporte.
Habría que desarrollar y aplicar modelos multimedia de equilibrio de masas para predecir el destino ambiental
y transporte de STP dentro de la Región.
6.2.3 Capacidad regional y necesidad de gestión de STP
La Región debería adoptar todaslas medidas necesarias para asegurarse de que sus responsabilidades nacionales
estén bien definidas y que existan los instrumentos necesarios para reducir la entrada, reciclado y salida de
contaminantes, de conformidad con el Convenio de Estocolmo y de lo dispuesto en otros organismos de
reglamentación internacionales (Convenio de Basilea). Si estas responsabilidades e instrumentos no se encaran
debidamente, las medidas recomendadas para reducir los niveles ambientales y sus correspondientes riesgos
para el hombre y el medio ambiente no serán efectivas.
En este contexto, el saneamiento de lugares contaminados (puntos críticos) debe ser de suma prioridad para
reducir los efectos ambientales negativos de estas fuentes potenciales de STP.
Por último, es preciso reforzar la cooperación regional para la creación planes nacionales para la gestión de
STP. La integración de modelos físicos y biológicos con mediciones ambientales e información sobre fuentes
debería ser consolidada para contribuir a elaborar y aplicar programas efectivos de monitoreo, proyectos de
investigación y de gestión de sustancias químicas, incluida la rehabilitación. La cooperación regional puede
estimular la producción y difusión de conocimientos científicos y técnicos, así como sostener las capacidades
de evaluación ambiental. Este trabajo de evaluación servirá de instrumento para jerarquizar problemas y
formular políticas comunes.
76
ANEXO I: LISTA DE ABREVIATURAS
Las siguientes abreviaturas pueden figurar en este Informe Regional sin su respectivas definiciones
ANDE: Administración Nacional de Energía
FBC: Factor de Bioconcentración
CENMA: Centro Nacional para el Medio Ambiente
CEPIS-OPS: Centro Panamericano de Ingenieria Sanitaria y Ambiental-Organización Panamericana de la
Salud.
CETESB: Companhia de Tecnologia e Saneamento Basico de Sao Paulo (Brasil)
CONAMA: Comisión Nacional del Medio Ambiente (National Comisión on the Environment)
DDT: Diclorodifeniltricloroetano
DINAMA: Dirección Nacional de Medio Ambiente
EMRL : Nivel máximo de residuos en el medio ambiente (Environmental Maximum Residue Level)
EPA: United States Environmental Protection Agency
FAO: Organización de las Naciones Unidas para la Alimentación y la Agricultura
FAO/OMS: referencia al programa conjunto FAO/OMS sobre normas alimentarias
PNB: producto nacional bruto
FMAM: Fondo para el Medio Ambiente Mundial
HCH: Hexaclorociclohexanos
HCB: Hexaclorobenceno
IARC: (International Agency for Cancer Research) Agencia Internacional para la Investigación sobre el Cáncer
IBAMA Organismo de protección ambiental de Brasil
INA: Instituto Nacional del Agua (Argentina)
CIN: Comité Intergubernamental de Negociación
ISP: Instituto de Salud Pública (Chile)
INTI: Instituto Nacional de Tecnología Industrial
Kow. Octanol_Water Partitioning Coefficient: Coeficiente de partición octanol-agua
Koc Octanol Carbon Partitining Coefficient: Coeficiente de partición octanol-carbono
LRT: (Long Range Transport) Transporte de grandes distancias
LATU: Laboratorio Tecnológico del Uruguay
LC50 : Concentración letal 50
MGAP: Ministerio de Ganadería, Agricultura y Pesca (Uruguay)
MDIC: Ministério do Desenvolvimento da Indústria e Comércio (Brasil)
ONG: Organizaciones No Gubernamentales
NOEL: (Non observed effect level) Nivel de efecto no observado
PCP: Pentaclorofenol
PCDD: Dibenzo-p-dioxinas policloradas
PCDF: Dibenzofuranos Policlorados
COP: Contaminantes Orgánicos Persistentes
STP: Sustancias Tóxicas Persistentes
77
PCB: Bifenilos policlorados
PAH: Hidrocarburos aromáticos policíclicos
RAPAL: Red de Acción contra Plaguicidas América Latina
SENASA: Servicio Nacional de Sanidad y Calidad Agroalimentaria
SAG: Servicio de Agricultura y Ganadería (Chile)
TEQ: (Toxicity Equivalent) Equivalente de Toxicidad
UTE : Usinas y Transmisiones Eléctricas (Compañía eléctrica nacional de Uruguay)
USEPA: ( US Environmental Protection Agency) Agencia de Protección Ambiental de EE.UU.
CEPE Comisión Económica de las Naciones Unidas para Europa (UNECE en inglés)
UNICAMP Universidad de Campinas (Brasil)
OMS Organización Mundial de la Salud
PNUD: Programa de las Naciones Unidas para el Desarrollo
78
ANEXO II: LISTA DE PARTICIPANTES
Leiva Devia
INTI. Subregional Basilea
ARGENTINA luniere@inti.gov.ar
MarÍa Galarza Coca
Ministerio de desarrollo sostenible y planificación.
Adriana Corres
Viceministerio del medio ambiente, recursos naturales y
desarrollo forestal
Secretaría de Ambiente y Desarrollo Sustentable.
BOLIVIA
mgalarza_coca@hotmail.com
Dirección Nacional de Gestión Ambiental
ARGENTINA acorres@medioambiente.gov.ar
Guido Condardo Aguilar
Ministerio de salud y previsión social.
Issaly Pablo Sergio
La Paz
Secretaría ambiente y desarrollo sustentable
BOLIVIA
casoage@ceibo.entelnet.bo
ARGENTINA pissalj@medioambiente.gov.ar
María Galarza
Appleyard Jorge Tomás
Ministerio de Desarrollo Sostenible
Ministerio de Relaciones Exteriores.
y Planificación
Dirección General de Asuntos Medioambientales
BOLIVIA
mgalarza_coca@hotmail.com
ARGENTINA axj@nrecic.gov.ar
Guido Condarco
Dra Edda Villamil Lepori
Instituto Nacional de Salud Ocupacional
Cátedra de Toxicología y Qca Legal
La Paz
Facultad de farmacia y Bioquímica
BOLIVIA
casoaga@ceibo.entelnet.bo
Universidad de Buenos Aires
ARGENTINA evillaam@ffyb.uba.ar
Jeannette Estrada Belmonte
Dirección General de Salud Ambiental
Dr. Juan Carlos Colombo
La Paz
Universidad de la Plata
BOLIVIA
estrjean@yahoo.com
Laboratorio de Química Ambiental
La Plata
Tania Santiváñez
ARGENTINA laqab@arnet.com.ar
Universidad Nuestra Señora de la Paz
BOLIVIA
tsantiva@ceibo.entelnet.bo
Dr. Jose Luis Esteves
Conicet
Tania Santiváñez
Puerto Madryn
Universidad Nuestra Señora de la Paz
ARGENTINA esteves@cenpat.edu.ar
BOLIVIA
tsantiva@ceibo.entelnet.bo
Tania Santivañez
Prof. Dr. Wilson Jardim
Universidad de Nuetra Señora de la Paz
Universidad de Campinas
BOLIVIA
Tsantiva@ceibo.entelnet.bo
Campinas
BRAZIL
wfjardim@iqm.unicamp.br
79
Mirtes Suda
ABIQUIM
Cacilda Jiunko Aiba
BRAZIL
mirtes@abiquim.org.br
CETES B
Sao Paulo
Marcia Bissinoti
BRAZIL
cacildaj@cetesb.ap.gov.br
University of Campinas
Campinas
Ricardo Barra
BRAZIL
bisinoti@iqm.unicamp.br
University of Concepción
Concepción
Nilda A.C.G. de Fernicola
CHILE
ricbarra@udec.cl
CETESBI,
Sao Paulo
Gonzalo Mendoza
BRAZIL
nilda@cetesb.sp.gov.br
University of Concepción
Concepción
CHILE
rmendoza@udec.cl
Heloisa de Toledo
Instituto Adolfo Lutz
Bárbara Inzunza
SP.
University of Concepción
BRAZIL
hetoledo@hotmail.com
Concepción
CHILE
Fernanda Vasconcelos
binzunza@udec.cl
University of Campinas
Campinas
Roberto Quiroz
BRAZIL
falmeida@iqm.uniamp.br
University of Concepción
Concepción
Antonio Carneiro Barbosa
CHILE
robquiro@udec.cl
IBAMA, Brasilia
BRAZIL
bantonio@sede.ibama.gov.br
Claudia Suarez
University of Concepción
Joao Paulo Machado Torres
Concepción
Universidad Federal do Rio de Janeiro
CHILE
clsuarez@udec.cl
BRAZIL
jptorres@biof.ufrj.br
Dr.Claudio Zaror
Siomara Regina Jacobucci
Chemical Engineering Department
Environmental Health
University of Concepción
UNICAMP, Campinas
CHILE
czaror@diq.udec.cl
BRAZIL
siomaraj@fcm.unicamp.br
Dr. Rodrigo Romero
Dr. Angelo Trapé
Private Consultant
Area de Saude Ambiental
Santiago
FCM
CHILE
rromerom@entelchile.net
Campinas
BRAZIL
aztrape@fcm.unicamp.br
80
Pamela Santibáñez Valverde
Ministry of Health
Carola Resabala
Santiago
ICQ-ESPOL
CHILE
Spamela@netchile.cl
Guayaquil
ECUADOR
cresabol@goliaf.espol.edu.ec
Felipe Leiva Salazar
National Comisión on the Environment (CONAMA)
María de Lourdes Maya
Santiago
SGAC
CHILE
Fleiva@conama.cl
Guayaquil.
ECUADOR
mariadelourdes@hotmail.com
Mariano Galdamez
National Comisión on the Environment (CONAMA)
Eduardo Espin
Santiago
Ministerio ambiente ecuador.
CHILE
mgaldames@conama.cl
Subsecretaria calidad ambiental
Quito
Claudia Paratori
ECUADOR
eespin@ambiente.gov.ec
National Comisión on the Environment (CONAMA)
Santiago
Carola Resabala
CHILE
cparatori@conama.cl
ESPOL
Guayaquil
Iván Triviño
ECUADOR
cresabal@goliat.espol.edu.ec
Instituto de Salud Pública de Chile
Santiago
Dra Beatriz Vargas
CHILE
itrivino@ISPCH.cl
Instituto Nacional de Higiene
Quito
Dra Lucia Molina
ECUADOR
inh@andinanet.net
Depto Salud Ocupacional
Instituto de Salud Pública
Gloria León
Santiago
SEAM, Asunción
CHILE
lmolina@ispch.cl
PARAGUAY
gloriabeatrizleon@yahoo.es
Dr. Andrei Tchernitchin
Guillermo Ase Pineda
ICBM
SEAM.CONAM
Facultad de Medicina
PARAGUAY
camells06@yahoo.es
Universidad de Chile
Santiago
Dr. Nadia Gamboa
CHILE
atcherni@machi.med.uchile.cl
PUCP
Lima
Isabel Guerrero
PERÚ
ngamboa@pucp.edu.pe
Depto Laboratorios del Ambiente
Instituto de Salud Pública
Santiago, CHILE
iguerrero@ispch.cl
81
Dra Cristina Alonzo
Cesar Cervantes Galvez
Departamento de Salud Ambiental
Consejo Nacional del Ambiente. CONAM
Y Seguridad Química
PERÚ
ccervantes@conam.gob.pe
Ministerio de Salud Pública
Montevideo
Elsa Carbonell torres
URUGUAY
aloncris@adinet.com.uy
SENASA
PERÚ
ecarbonell@senasa.gob.com
Gabriela Eguren
University of La Republica
Ana María González del Valle
Montevideo
DIGESA
URUGUAY
geguren@fcien.edu.uy
Lima,
PERÚ
agonzale@digesa.sld.pe
Marcelo Bonilla
MGAP/DGSA
Dra. Carmen Castañaga
URUGUAY
amboni@adinet.com.uy
DIGESA-MINSA
Lima
Silvia Aguinaga
PERÚ
cgastana@digesa.sld.pe
Ministerio de vivienda, ordenamiento territorial y medio
ambiente
URUGUAY
saguinaga@adinet.com.uy
Dr Heidelore Fiedler
UNEP Chemicals
Isabel Dol
Geneva
Ministerio de salud pública
SWITZERLAND
hfiedler@unep.ch
URUGUAY
isabeldol@msp.gub.uy
PERSONAS QUE HAN APORTADO DATOS, Y ASISTENTES
El Equipo Regional agradece la ayuda y el entusiasmo de las siguientes personas:
Argentina
Bárbara Inzunza
Lic. Constanza Bisogno
Lic. Andrea Barreda
Perú
Lic. Natalia Cappelletti
Ing Delia Romero
Ing. Patricia Landoni
Lic Karina Ayala
Lic. Carolina Migoya
Ecuador
Brasil
Carola Resabala
Fernanda Vasconcelos de Almeida
Maria de Lourdes Maya
Marcia Cristina Bisinoti
Mariano Montaño
João Paulo Machado Torres
Uruguay
Chile
Lucía Boccardi,
Leonidas Carrasco,
Gonzalo Mendoza
Esteban Charbonier,
82
Franco Teixeira de Melo
ANEXO III: JERARQUIZACIÓN DE PRIORIDADES
SUMARIO REGIONAL DE PRIORIDADES (Fuente: Viña del Mar, Reunión para establecimiento de
prioridades, agosto de 2002, Chile)
Producto
Arg
Bol Bra Ch EC Par
Perú Ur Región
Químico
Dieldrina,
1/1 1/1 1/2 1/1 1/1 0/1 1/1 0/1 1/1
Aldrina y
Endrina
Clordano
1/1 1/1 1/1 1/1 1/2 0/1 1/1 0/0 1/1
Heptacloro
1/2 1/1 1/1 1/1 1/1 0/1 1/1 0/0 1/1
DDT
2/1 1/1 2/1 1/1 2/1 1/2 1/1 0/1 1/1
Toxafeno 1/2 1/1 0/2 0/1 1/2 0/1 1/1 0/0 1/1
Mirex
1/1 1/1 0/1 0/1 1/2 0/1 1/1 1/1 1/1
HCB
1/1 1/1 1/1 1/1 1/2 0/1 1/1 0/0 1/1
PCB
2/2 1/1 2/1 2/2 2/2 2/2 1/1 2/2 2/2
Dioxinas y
1/2 1/1 1/2 1/2 2/2 2/2 1/1 2/2 1/2
Furanos
HCH
2/1 1/1 1/1 1/1 2/1 1/2 1/1 1/2 1/1
Endosulfán
1/1 1/1 1/1 1/1 2/1 1/1 1/1 1/1 1/1
PCP
1/1 1/1 1/2 1/2 2/2 1/1 1/1 2/2 1/2
PAH
2/1 1/1 2/1 2/2 2/2 2/2 1/1 2/2 2/2
Comp. org.
1/2 1/1 ---- 1/1 1/2 1/2 1/1 1/1 1/1
de Estaño
Comp. org.
1/2 1/1 ----- 1/1 1/1 1/1 1/1 0/2 1/1
de Mercurio
Primera cifra: fuentes
0: No preocupante
1: Preocupación local
2: Preocupación regional
Segunda cifra: datos faltantes
0: Información disponible
1: Poca información disponible
2: Sin información disponible
2
Cabe observar que se trata de una jerarquización absolutamente cualitativa, que fue intensamente discutida en
los talleres técnicos y reuniones de establecimiento de prioridades. Según la misma, los productos químicos
prioritarios para la Region XI son: PCB y PAH, seguidos de las dioxinas y furanos, y de los plaguicidas
endosulfán, PCP y DDT.
A) Puntaje de fuentes y niveles ambientales, reunión de Campinas, Brasil
PUNTAJE PARA JERARQUIZAR STP POR FUENTES Y NIVELES AMBIENTALES
Tabla 1. Puntaje para jerarquizar STP por fuentes
Producto
Fuentes a Datos
Comentarios
químico
faltantes b
Aldrina
1
2
No se fabrica, y está prohibido en
todos los países de la Región. Se
desconocen las cantidades utilizadas
Clordano 1
2
DDT
2
2
Algunos usos curativos, circulación
ilegal del producto en la Región.
Otros plaguicidas podrían constituir
nuevas fuentes (p. ej., el dicofol) pero
se desconoce.
Dieldrina 1
2
Endrina 1
2
Heptacloro 1 2
HCB*
2
2
Asociado a las emisiones de quema
de plásticos. Se han mencionado
correlaciones con emisiones de
dioxinas (favor de agregar
referencias)
Mirex
0
2
No se utiliza en la mayor parte de los
países de la Región
Toxafeno
0
2
No se registra su uso en la Región
PCB
2
1
Uso disperso dentro de la Región.
Escasa información sobre cantidades.
Sin embargo, los países avanzan en la
constitución de inventarios
nacionales.
Dioxinas*
2
2
Existen en la Región todas las
fuentes descritas. Una diferencia
importante respecto de las demás
regiones puede ser la quema de
biomasa, que podría ser una fuente
importante
1
Furanos* 2
2
Idem.
HCH
1
1
Usados todavía en varios países .
Usos agrícolas restringidos, pero no
se conocen otros usos de HCH.
PCP 2
2
Madera
PAH
2
1
Combustión generalizada en toda la
Región
Endosulfán 1 1
Todavía
usado, pero hay pocos datos
sobre cantidades
*Suponiendo que el proceso de combustión sea importante y que los factores de emisión usados sean correctos.
a: La cifra expresa el nivel de preocupación (2: preocupación regional, 1: preocupación local, 0: no preocupante)
b: La cifra expresa la relativa carencia de datos (2: sin datos, 1: algunos datos, 0: datos suficientes)
B) Puntaje de niveles ambientales
Sustancias químicas
Niveles
Datos faltantes
ambientales a
b
Dieldrina y aldrina
1
1
Endrina 1
1
Clordano 1
1
Heptacloro 1
1
DDT 1
0
Toxafeno 0
2
Mirex 0
1
Hexaclorobenceno 1 1
PCB 2
1
Dioxinas y furanos
1
2
HCH 1
0
Endosulfán 1
1
PCP 1
1
PAH 2
1
Comp. org. de mercurio
1
1
Comp. org. de estaño
0
2
a: La cifra expresa la preocupación por niveles ambientales (2: preocupación regional, 1: preocupación local, 0: no preocupante)
b: La cifra expresa la relativa carencia de datos (2: sin datos, 1: algunos datos, 0: datos suficientes)
C) Puntaje sobre efectos
Compuestos Efectos/niveles
en
humanos
2
Preocupación/ datos
faltantes
PCB 2/2
Dioxinas 1/2
Furanos 1/2
PCP 1/2
Aldrina 1/2
Endrina 1/2
Dieldrina 1/2
Heptacloro 1/1
HCH 1/1
DDT 2/1
Endosulfán 1/2
HCB 1/1
Toxafeno -
Clordano -
PAH 2/2
Estaño orgánico
1/1
Hg-Orgánico 1/1
a: La primera cifra expresa el nivel de preocupación (2: preocupación regional, 1: preocupación local, 0: no preocupante)
b: La segunda cifra espresa la relativa carencia de datos (2: sin datos, 1: algunos datos, 0: datos suficientes, -: sin información)
3
ANEXO IV: ESTUDIO MONOGRÁFICO: STP EN EL ESTUARIO DEL RIO
DE LA PLATA
Características del sistema
El río de la Plata es un estuario en forma de embudo en una llanura costera de 300 km de largo, de 30 a 220 km
de ancho y una profundidad entre 0.5 y 25 m, que ocupa una superficie total de 30.000 km2. Drena más de 3
millones de km2 de zonas tropicales y templadas lluviosas de Brasil, Argentina, Paraguay, Bolivia y Uruguay y
transporta 500-880 km3 de agua dulce y 90 millones de toneladas de sólidos suspendidos al año. Pese a sus
enormes dimensiones y capacidad de dilución, la gran zona urbano-industrial que se creó en los primeros 100
km de costa argentina produjo un grave impacto en la zona costera. Grandes cantidades de aguas contaminadas
y materiales tóxicos se descargan cada día en el estuario, traídos por pequeños afluentes que actúan como
alcantarillas abiertas, o directamente como efluentes no tratados. Esta pesada carga se refleja en la abundancia
de STP en aguas, sedimentos y biota.
URUGUAY
Montevideo
Buenos
Aires
La Plata
ARGENTINA
Imagen 1 Cuenca hidrográfica y vista de detalle del río de la Plata. Nótese la intensidad de las cargas de sólidos
(fuente: American Association for the Advancement of Science).
STP en aguas
La descarga de efluentes y tributarios contaminados (ej.: Reconquista, Riachuelo, río Santiago) genera elevados
niveles de STP en la costa argentina. Las concentraciones de PCB en las aguas costeras del RLP van de no
detectadas a 6-40 ng/l, rebasando a menudo el valor guía de 14 ng/l de la USEPA. Se observan patrones
descendentes de PCB desde ríos contaminados a estaciones en alta mar, por ejemplo, de 20-56 a l.6-9 ng/l
(Colombo y col., 1990). Se registran asimismo altos niveles de PCB en el drenaje cloacal de Buenos Aires: 50
4
ng/l total (mat. disuelta y particulada; Colombo, 2001a). Los plaguicidas clorados también exhiben altos niveles
en el litoral: gHCH de 20-61 a 0.9 ng/l en alta mar; DDT de 5-9 a 2 ng/l (Colombo y col., 1990). Los efluentes
contaminados muestran valores de STP extremos: de 520 a 4900 ng/l de gHCH en el área de drenaje cloacal de
Buenos Aires y el río Reconquista, respectivamente (Janiot y col., 1991; Rovedatti y col., 2001). Las
concentraciones registradas de HCH son inferiores en el lado uruguayo (3-45 ng/l), pero muestran asimismo un
patrón urbano de niveles extremos cerca de Colonia (Moyano, 1992). El patrón de contaminación costera
también se refleja en los hidrocarburos, que son introducidos por efluentes, drenajes cloacales, tráfico marítimo
y derrames crónicos y accidentales (Colombo, 2000a).
STP en sedimentos
El hecho de que los sedimentos del RLP del lado argentino sean más finos (arcilla-limo) así como la cercanía a
fuentes importantes hace que sean depósitos significativos de STP (Colombo y col., 1990, 1995, 2001a). Las
concentraciones promedio en los primeros 2.5 cm disminuyen de la zona de Buenos Aires-La Plata (12±17
µg/kg) hacia el sector sur (2.7±5 µg/kg) y en función de la distancia de la costa (2.0±2.1 µg/kg; Imagen 2). Los
sedimentos lodosos del Samborombón son el depósito final de las STP transportadas en sus turbias aguas. Estos
promedios de PCB son inferiores a los parámetros canadienses para calidad de sedimentos (34.1µg/kg). Sin
embargo, se han registrado niveles más altos en tributarios contaminados, en sedimentos afectados por drenajes
cloacales y por las industrias a lo largo del RLP (20-90 to 998-1085 µg/kg; Colombo y col., 1990; AA-
AGOSBA-ILPLA-SHN, 1997).
100
Uruguay
10
PCB (ng/g ps)
1
SI
BG HU
PL PB LB
MG PI
P
PR
RE
0
Buenos
BN
SW
DO
BNsQU QUs
P
SI
RE DO BN
Aires
QU
SW
BG P L
HCH
CHL
DDT
HPT
HU
PB
10.00
LBM
La Plata
G
Río de la Plata
ps)
PI
g
PP
1.00
(ng/
C
N 0.10
O
Argentina
Bahía Samborombón
C
0.01
RE DO BN
SI
BNsQU QUs
SW BG HU
PL PB LB
MG PI
P
PR
P
PR
10000
0 50 km
1000
40
PL
y = 9.1x -0. 0
8
30
R = 0.74
2
PAH (ng/g ps)
100
20
PCB (ng/g dw)
10
10
1 SI
RE DO BN BNsQU QUs
SW BG HU
PL PB LB
MG PI
P PR
0
P
0
2
4
6
8
10
Distancia de la costa (km)
Los datos recientes de tres campañas de muestreo (Colombo, 2002, no publicado) de sedimentos de playa y
costa a lo largo del litoral argentino confirman los niveles más altos de STP en limos arenosos afectados por los
efluentes de drenaje cloacal e industriales cercanos a Buenos Aires, así como valores decrecientes en dirección
del mar (ej.: PCB, de 15±21 a 1.1±1.1 µg/kg; clordano, de 1.1±1.2 a 0.1±0.2 µg/kg y DDT, de 1.4±1.3 a
0.1±0.1 µg/kg de peso seco). Los PAH disminuyen también en más un orden de magnitud en dirección al mar
(Imagen 2). Como se ha observado en PCB, se han registrado niveles máximos de clordano (4-1917 µg/kg),
DDT (4-263 µg/kg) y HCH levels (0.4-27 µg/kg) en tributarios contaminados (AA-AGOSBA-ILPLA-SHN,
1997).
Imagen 2: STP en sedimentos costeros del río de la Plata. Las estaciones son: San Isidro: SI, Reserva
Ecológica: RE, Dominico: DO, Bernal: BN, Quilmes: QU, Drenaje: SW, Berazátegui: BG, Hudson: HU, Punta
Lara: PL, P.Blanco: PB, La Balandra: LB, Magdalena: MG, Punta Indio: PI, Punta Piedras: PP, Punta Rasa:
PR. Sitios a 2.5 km de la costa en negro.
5
Las concentraciones de PAH en sedimentos del río de la Plata muestran alta variabilidad: 50-1500 µg/kg en
sedimentos mar adentro afectados por el tráfico marítimo y los petroquímicos hasta 2500-555000 µg/kg en
áreas portuarias fuertemente afectadas como Buenos Aires, La Plata y Montevideo (Colombo y col., 1989;
Moyano y col., 1993; Muniz y col., 2002). La cuantificación de PAH metilados y no sustituidos PAH indicó el
predominio de entradas pirogénicas en estaciones en puertos, dársenas y áreas costeras, así como de perileno
detrital o diagenéticamente derivado en sedimentos poco contaminados (Colombo et al., 1989).
STP en biota
Los organismos más conspicuos en la zona superior de agua dulce del RLP son bivalvos (almejas) y peces de
fondo, que suelen ser grasos y, por ende, buenos acumuladores de STP.
Coincidiendo con los patrones del sedimento, la almeja asiática (Corbicula fluminea), utilizada como centinela,
mostró disminución de PCB de un orden de magnitud en dirección del mar (Colombo y col., 1990, 1995,
1997;.Imagen 3). Los niveles de PCB en peso fresco se situaron por debajo de los 2 mg/kg de umbral de acción
para el consumo humano (0.3±0.1 a 0.04±0.05 mg/kg). Sin embargo, a escala regional, se trata de uno de los
bivalvos más contaminados de América del Sur (véase Capítulo 3). La composición de PCB en almejas mostró
una abundancia notoria de PCB con 4-6 cloruros (Aroclor 1254) y con reducida abundancia de congéneres 7
Cl. En abundancia disminuyente siguieron el clordano, DDT y HCH.
0.4
0.2
PCB (mg/kg p. f.). 0.0
SI
RE
BN
QU BG HU PL
PB LB
MG
PI
Imagen 3 concentraciones de PCB en almejas de la costa argentina. Mismas siglas que en Imagen 2.
Un estudio de la acumulación de largo plazo de PCB y PCDD/F en almejas en crecimiento indicó estado
estable o depuración para los tri-tetra PCB, con logkow < 6, y absorción preferencial de penta-hexa PCB
(Imagen 4). La bioacumulación selectiva de tetra/hexa PCDD y PCB 77 y 126 planar, así como de mono-ortho
118 sustituídos, explicó el incremento de 95% del TEQ en almejas de 10 a 35 mm, es decir, 7.1-13 pg/g en peso
seco para un período de crecimiento de 4 años (Colombo y col., 1997).
6
35
90
1000
Tri-TetraCB
PentaCB
Total PCDD/F
30
75
800
25
52
60
CDDs
20
44
600
CDFs
31
45
15
101
49
118
400
60
30
10
105
18
87
5
15
200
40
86
0
0
0
0
5
10
15
20
25
30
35
40
0
5
10
15
20
25
30
35
40
0
5
10
15
20
25
30
35 40
250
HexaCB
40
400
HeptaCB
TCDD
200
PCDD
30
300
HexaCDD
HeptaCDD
150
OCDD
153
20
182
200
100
138
180
ps) - PCDD/F (pg/g ps)
151
183
128
10
50
170
100
156
171
(ng/g
0
0
0
0
5
10
15
20
25
30
35
40
0
5
10
15
20
25
30
35
40
4
5
200 0
5
10
15
20
25
30
35
40
OctaCB
Planar CB
PCB
TCDF
4
PCDF
3
150
HexaCDF
3
HeptaCDF
2
100
2
77
196
1
126
50
199
1
201
0
0
0
0
5
10
15
20 25
30
35
40
0
5
10
15
20
25
30
TAMAÑO (mm)
TAMAÑO (mm)
35
40 0
5
10
15
20
25
30
TAMAÑO (mm)
35 40
Imagen 4 Variación de PCB y PCDD/F en almeja asiática en crecimiento (crec. de 4 años).
Por su especialización en la alimentación, ya que se trata de un consumidor de materia orgánica sedimentaria,
el sábalo (Prochilodus lineatus) evidencia una bioacumulación de STP más pronunciada. El estudio de los
sábalos colectados a lo largo de 1500 km en el río Paraná y el río de la Plata (Colombo y col., 1990, 2000,
2001b) mostró patrones espaciales coincidentes con los de las almejas y sedimentos (Imagen 5). Las
concentraciones de PCB en peso húmedo son más altas en el río de la Plata cerca del drenaje y la zona idustrial
de Buenos Aires, y disminuyen en el alto Paraná e Iguazú. El valor más elevado (promedio = 3.8±2.0 mg/kg,
n=17) rebasa el valor guía de consumo de 2 ppm. Los bajos niveles de PCB en pescado de supermercado
indican que provienen del alto Paraná. Hacia el mar, en la bahía de Samborombón, los roncadores blancos
muestran todavía residuos de PCB, pero a niveles significativamente menores: 0.02-0.4 mg/kg de peso húmedo
(Lanfranchi y col., 1998).
Las cantidades traza de PCB en peces del RLP estuvieron dominadas por congéneres con 4-7 cloruros,
similares a una mezcla de 3:2 de Aroclor 1254-1260. Los equivalentes de toxicidad basados en las dioxinas en
los sábalos contaminados iban de 39 a 50 pg/g de peso fresco, y los índices de consumo permisibles calculados
a partir de los factores de dosis de la EPA, y factores de pendiente de cáncer debido a PCB eran muy bajos: de
0.5-1 g pescado/día para una persona de 70 kg. Los niveles en tejidos y las toxicidades de cada compuesto
indicaron claramente los grados de riesgo: PCBs > PCDD/F > clordano > heptacloro epóxido > DDT >>
lindano (Colombo y col., 2000b).
7
PCB
HCH
CLD
DDT
6
4
2
PTS (mg/kg pf)
0
IG IT CO
PA RO SN TI BA QUBE HU PL PB LB MGPE H1 H2 H3
EM GO
ES P
Z
Imagen 5 STP en peces colectados en el Paraná, río de la Plata y mercados (H1,2,3). Las estaciones del Paraná
son Iguazú: IG; Ituzaingo: IT; Corrientes: CO; Empedrado: EM; Goya: GO; Esquina: ES; La Paz: PZ; Paraná:
PA; Rosario: RO; San Nicolás: SN, Tigre: TI. Río de la Plata: siglas como en la imagen 2 más: Buenos Aires:
BA y Pearson: PE. La barra de error bar es para PCB. El valor guía de 2 ppm se indica en rojo.
La comparación de razones de PCB/DDT en sedimentos del RLP, almejas y peces con el roncador blanco de
Samborombón (Lanfranchi y col., 1998) y los valores de los cetáceos de la plataforma argentina (Capítulo 3),
ilustran la decreciente influencia terrestre de las entradas de PCB del río de la Plata (Imagen 6). Las razones
disminuyen en un orden de magnitud desde el RLP (12-18) hasta los cetáceos (1.2-1.4), indicando entradas
industriales y agrícolas de fondo más equilibradas en estas especies costeras-pelágicas.
20
15
CB/DDT
P
10
5
0
Sedim.
Sábalo
Almeja
Croaker
Delfín
Marsopa
Imagen 6: Razones de PCB/DDT en sedimentos y biota del RLP en comparación con cetáceos pelágicos.
Modelo de fugacidad de nivel 1 para los PCB en el río de la Plata
Para estimar las cantidades de PCB descargadas en el río de la Plata que dan cuenta de las concentraciones de
PCB observadas se llevó a cabo un ejercicio de modelo de fugacidad de Nivel I (ver Capítulo 4). El modelo
predice las concentraciones de equilibrio en los elementos medioambientales a partir de las propiedades
químicas (por ej., solubilidad en agua, coeficiente de partición octanol-agua, presión de vapor o constante de la
ley de Henry) y las características ambientales, a saber, el volumen y densidad de las fases y contenidos
orgánicos de partículas suspendidas, sedimentos y lípidos de la biota.
El área costera del río de la Plata que se modeló comprende dos sectores con un profundidad promedio de 3 m,
el área más contaminada desde Buenos Aires hasta La Plata (BALP: 3 km mar adentro x 70 km = 210 km2) y
desde el sur de La Plata hasta Punta Piedras (LPPP: 3 km mar adentro x 100 km = 300 km2). Se consideró que
las entradas de PCB provenían de descargas directas de efluentes a la costa (excluyendo la partición en suelo).
Para estimar la descarga potencial se variaron las entradas de PCB para reproducir las concentraciones
observadas en sedimentos, que son el principal depósito y cuyos niveles están bien caracterizados. La Tabla 1
presenta los parámetros y resultados del modelo.
8
Table 1 Parámetros y resultados del modelo de fugacidad de Nivel I para el área costera del río de la Plata
Propiedades
Fase
Densidad
Volumen
(m3) %
OM-%
Conc. observ. de PCB
Conc. calculadas
%Total
fisicoquímicas
Lípidos
(ng/m3-l-g)
(ng/m3-l-g)
Aroclor 1254
Propiedades
g/cm3
BALP LPPP
BALP LPPP BALP LPPP BALP LPPP
PM (g/mol)
327
Aire
0.00119 2.1E+11
3E+11 - -
1-3
1-3
2.8
0.7
0.3-0.4
S (mol/m3)
1.22E-04
Agua
1.0
6.3E+08
9E+08 - -
2±2 0.8±0.5 0.6
0.2 0.2
H (Pa.m3/mol) 12.2
Part. susp.
2.4 24150
104625
17 16 99±88 30±35 158 36
5.5-15
Log Kow:
6.60
Sedimentos
2.4
5250000 7500000
2 2 12±17 2.5±5.0 12 2.7
84-93
Peces
1.2
525
750
60
13
6050±2940 620±340
1355
72 0.1-0.5
Insumo de equilibrio (kg)
165
58
En general, los resultados indican que los niveles de PCB en las fases costeras abióticas, que contienen > 95%
de la carga total, están en equilibrio con una entrada de 220 kg de PCB. Se subestiman por lo general los
niveles en biota, reflejando posiblemente los efectos de la biomagnificación trófica de PCB en peces
detritívoros. Los insumos de equilibrio calculados corresponden a la cantidad neta retenida en el sistema, es
decir que los procesos de transporte no están incluidos en este modelo de Nivel I. Así, pues, la cantidad total
descargada debe ser más grande para dar cuenta del transporte de PCB unido a partículas en todo el estuario.
Los niveles en sedimento en el área de 3-8 km mar adentro (promedio: 2.0±2.1 ng/g) y en la bahía
Samborombón (6.7±9.8 ng/g) sugieren una reserva adicional de PCB de 145 y 500 kg, respectivamente. Por lo
tanto, según estas estimaciones, los sedimentos costeros del RLP contienen unos 900 kg de PCB, más una
cantidad desconocida retenida en el lado uruguayo y una cantidad residual exportada a la plataforma
continental de Brasil y Argentina.
Comentarios finales
Pese a las enormes dimensiones y capacidad de carga del río de la Plata, las descargas masivas de efluentes
urbanos e industriales sin tratar han tenido graves repercusiones en la zona costera. Los sedimentos lodosos del
litoral argentino son el depósito al que va a parar esta fuerte carga de materia orgánica y las correspondientes
STP. En vista de la gran abundancia de sólidos característica del sistema, medran y se diversifican los
organismos detritívoros. Las almejas y, sobre todo, los peces iliófagos (que se alimentan de lodo) son
acumuladores eficientes de STP, y constituyen una vía crítica para la contaminación de humanos. Los índices
de consumo permisibles en ese tipo de peces resultaron de 0.5-1 g/día, con los PCB como STP más peligrosas,
seguidos de PCDD/F, clordano, heptacloro epóxido, DDT y lindano. Es preciso realizar un esfuerzo
continuado para evaluar los efectos potenciales de las STP en la población humana y en los ricos recursos
biológicos del estuario y la plataforma continental adyacente.
9
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