cop en américa latina

1
COP EN AMÉRICA LATINA
Por: Michelle Allsopp* y Bea Erry
*Laboratorios de Investigación de Greenpeace, Universidad de Exeter, Reino
Unido
2
Índice
RESÚMEN EJECUTIVO
1
INTRODUCCIÓN.............................................................................................14
1.1 Los Químicos de Interés ..................................................................................15
RECUADRO 1.1 COP LISTADOS POR EL PNUMA...........................................16
RECUADRO 1.2 OTROS COP ...............................................................................17
2
CONTAMINACIÓN Y TRANSPORTE GLOBAL DE COP. ........................19
2.1 El Destino de los COP en Ecosistemas Tropicales............................................20
2.2 Tendencias en el Tiempo de los Niveles de COP en el Ambiente Global..........20
3
COP EN AMÉRICA LATINA..........................................................................23
4
Ambiente costero ...............................................................................................25
4.1 Lagunas, aguas y sedimentos costeros..............................................................26
4.1.1 México: ...................................................................................................26
4.1.1.1 DDT.....................................................................................................27
4.1.1.2 Otros Plaguicidas Organoclorados........................................................28
4.1.1.3 PCB .....................................................................................................11
4.1.2 Golfo de México ......................................................................................11
4.1.2.1 DDT.....................................................................................................12
4.1.2.2 Otros Plaguicidas Organoclorados........................................................12
4.1.2.3 PCB .....................................................................................................12
4.1.3 Nicaragua.................................................................................................12
4.1.3.1 DDT.....................................................................................................13
4.1.3.2 Otros Plaguicidas Organoclorados........................................................13
4.1.4 El Salvador ..............................................................................................13
4.1.4.1 Plaguicidas DDT..................................................................................13
4.1.4.2 PCB .....................................................................................................13
4.1.5 Brasil .......................................................................................................14
4.1.5.1 DDT.....................................................................................................14
4.1.5.2 Plaguicidas Organoclorados .................................................................15
4.2 Biota Costera...................................................................................................15
4.2.1 México.....................................................................................................15
4.2.1.1 Plaguicidas DDT..................................................................................15
4.2.1.2 Otros Plaguicidas Organoclorados........................................................16
4.2.1.3 PCB .....................................................................................................22
4.2.2 Golfo de México y Mar Caribe.................................................................22
4.2.2.1 DDT.....................................................................................................23
4.2.2.2 Plaguicidas Organoclorados .................................................................23
4.2.2.3 PCB .....................................................................................................24
4.2.2.4 Compuestos Organoestánicos...............................................................24
4.2.3 Compuestos Organoestánicos...................................................................24
4.2.4 Honduras .................................................................................................25
4.2.4.1 DDT.....................................................................................................25
4.2.4.2 Plaguicidas Organoclorados .................................................................25
4.2.5 Nicaragua.................................................................................................25
4.2.5.1 DDT.....................................................................................................25
4.2.6 Venezuela ................................................................................................25
4.2.6.1 DDT.....................................................................................................26
3
4.2.6.2 Otros Plaguicidas Organoclorados........................................................26
4.2.6.3 PCB .....................................................................................................26
4.2.7 El Salvador ..............................................................................................26
4.2.7.1 DDT.....................................................................................................26
4.2.7.2 Plaguicidas Organoclorados .................................................................26
4.2.7.3 PCB .....................................................................................................26
4.2.8 Brasil .......................................................................................................27
4.2.8.1 DDT.....................................................................................................27
4.2.8.2 Otros Plaguicidas Organoclorados........................................................27
4.2.9 Argentina .................................................................................................27
4.2.9.1 DDT.....................................................................................................28
4.2.9.2 Otros Plaguicidas Organoclorados........................................................28
4.2.9.3 PCB .....................................................................................................28
4.2.10 El Resto de América Latina......................................................................28
4.2.10.1 DDT.................................................................................................28
4.2.10.2 Compuestos Organoestánicos ...........................................................28
4.2.10.3 PCB .................................................................................................29
5
Contaminación marina......................................................................................30
5.1 Aire .................................................................................................................30
5.1.1 DDT ........................................................................................................30
5.1.2 Otros Plaguicidas Organoclorados............................................................30
5.1.3 Compuestos organoestánicos....................................................................31
5.2 Agua de mar ....................................................................................................31
5.2.1 DDT ........................................................................................................31
5.2.2 Plaguicidas Organoclorados .....................................................................32
5.2.3 PCB .........................................................................................................32
5.3 Biota Marina....................................................................................................33
5.3.1 Peces y Crustáceos...................................................................................33
5.3.1.1 DDT.....................................................................................................33
5.3.1.2 PCB .....................................................................................................33
5.3.1.3 Compuestos Organoestánicos...............................................................33
5.3.2 Mamíferos Marinos..................................................................................33
5.3.2.1 DDT.....................................................................................................34
5.3.2.2 Plaguicidas Organoclorados .................................................................36
5.3.2.3 PCB, Dioxinas y Retardantes de Flama Bromados ...............................36
5.3.2.4 Compuestos organoestánicos................................................................39
6
Ambiente Acuático ............................................................................................40
6.1 DDT ................................................................................................................40
6.1.1 Aguas Superficiales..................................................................................40
6.1.2 Sedimentos ..............................................................................................41
6.1.3 Biota Acuática .........................................................................................42
6.2 Heptacloro y Epóxido de Heptacloro ...............................................................44
6.2.1 Aguas Superficiales..................................................................................44
6.2.2 Sedimentos ..............................................................................................45
6.2.3 Biota Acuática .........................................................................................45
6.3 Dieldrin, Aldrin y Endrin .................................................................................45
6.3.1 Aguas Superficiales..................................................................................45
6.3.2 Sedimentos ..............................................................................................46
6.3.3 Biota Acuática .........................................................................................46
-HCH y γ-HCH (Lindano) .......................................................................................47
4
6.4.1 Aguas Superficiales..................................................................................47
6.4.2 Sedimentos ..............................................................................................47
6.4.3 Biota Acuática .........................................................................................48
6.5 Otros Plaguicidas Organoclorados y PCB ........................................................48
6.5.1 PCB .........................................................................................................48
6.5.2 Clordano ..................................................................................................49
6.5.3 Toxafeno..................................................................................................49
6.5.4 Endosulfán...............................................................................................50
7
Ambiente terrestre.............................................................................................51
7.1 Aire .................................................................................................................51
7.2 Vegetación.......................................................................................................51
7.3 Suelo ...............................................................................................................52
7.4 Aves ................................................................................................................52
8
Alimentos ...........................................................................................................55
8.1 Productos Lácteos............................................................................................55
8.1.1 DDT ........................................................................................................56
8.1.2 Heptacloro y Epóxido de Heptacloro........................................................56
8.1.3 Aldrin y Dieldrin......................................................................................57
8.1.4 Lindano y otros HCH...............................................................................57
8.2 Carne...............................................................................................................57
8.2.1 DDT ........................................................................................................58
8.2.2 HCB ........................................................................................................58
8.2.3 Lindano y otros HCH...............................................................................58
8.3 Fruta, Vegetales y Otros Cultivos ....................................................................58
8.4 El incidente de contaminación de alimentos por PCB y dioxinas – desechos de
cal de Brasil.............................................................................................................59
9
Humanos ............................................................................................................60
9.1 Dioxinas (PCDD/F) y PCB ..............................................................................61
9.2 DDT y DDE ....................................................................................................62
9.2.1 Población General....................................................................................62
9.2.2 Niños Lactantes .......................................................................................63
9.2.3 Exposición Laboral ..................................................................................63
9.3 Isómeros del HCH ...........................................................................................64
9.3.1 Población General....................................................................................64
9.3.2 Niños Lactantes .......................................................................................64
9.3.3 Exposición Laboral ..................................................................................64
9.4 Otros Plaguicidas Organoclorados ...................................................................64
9.4.1 Niños Lactantes .......................................................................................65
10 Referencias.........................................................................................................66
5
RESÚMEN EJECUTIVO
Los contaminantes orgánicos persistentes (COP) son un grupo de químicos muy
resistentes a procesos naturales de degradación y por lo tanto, son extremadamente
estables y de larga vida. Los COP no sólo son persistentes en el ambiente, muchos
también son altamente tóxicos y se acumulan (bioacumulan) en los tejidos de animales
y humanos. Muchos no tienen lugar en la naturaleza, sino que son químicos sintéticos
liberados como resultado de actividades antropogénicas. Inmensas cantidades de COP
se han liberado en el ambiente y debido a su transporte a larga distancia en las
corrientes de aire, los COP se han convertido en contaminantes muy difundidos y ahora
representan un problema de contaminación global. Ciertos COP han sido responsables
de algunos efectos catastróficos en la fauna, desde la interferencia con las características
sexuales, hasta pérdidas dramáticas de población. Se sospecha que los COP causan una
amplia gama de impactos negativos a la salud humana y hay evidencia de que los
niveles actuales de COP en mujeres, en la población general de algunos países, es
suficiente para causar sutiles efectos no deseados en sus bebés debido a la transferencia
de estos contaminantes a través de la placenta y vía leche materna.
En décadas recientes, se han producido grandes cantidades de diversos COP en todo el
mundo y muchos aún están en producción y uso. Algunos COP, como las dioxinas y
furanos, no son producidos intencionalmente, sino que son generados como
subproductos de muchos procesos industriales, particularmente en procesos de
combustión. Varios COP, notablemente ciertos plaguicidas organoclorados como el
DDT y el HCH en grado técnico, han sido prohibidos totalmente en países
industrializados, y en la mayoría de los países menos industrializados han sido
prohibidos para su uso en la agricultura. Sin embargo, dada la persistencia de estos
plaguicidas, los altos niveles permanecen en muchas regiones del planeta. Por otra
parte, en algunos países menos industrializados, incluyendo América Latina, los
plaguicidas organoclorados, particularmente el DDT, aún son utilizados en campañas de
saneamiento contra enfermedades transmitidas por vector, como la malaria. Además, el
uso ilegal de los plaguicidas organoclorados muchas veces no puede ser excluido.
Este informe reúne la literatura científica publicada de los niveles de COP en el
ambiente y en los animales y humanos de América Latina. El informe revela que hay
una gran falta de investigación de los niveles de los COP en América Latina en
comparación con los países del Hemisferio Norte. Por lo tanto, es imposible hacerse una
idea general del estado de la contaminación en América Latina. Sin embargo, las
investigaciones disponibles destacan al menos el estado de la contaminación por COP
en algunas regiones de América Latina.
¿QUÉ SON LOS COP?
Los COP abarcan muchos grupos diferentes y variados de químicos hechos por el ser
humano. Algunos COP han sido listados por organizaciones nacionales e
internacionales como químicos de interés. Por ejemplo, el Programa de las Naciones
Unidas para el Medio Ambiente (PNUMA) ha listado ciertos COP, los cuales son
organoclorados, como químicos con carácter prioritario. Los organoclorados son
sustancias que contienen cloro y carbono químicamente combinados. Son un enorme
grupo de químicos que incluye muchos COP. La lista del PNUMA señala 12
organoclorados – conocidos como la docena sucia. Éstos son: dioxinas y furanos 6
químicos que son formados como subproductos no intencionados de la combustión y
procesos involucrados en la elaboración, uso y destrucción de organoclorados. Por
ejemplo, son producidos como subproductos de la incineración de desechos municipales
y otros tipos de incineración, como la quema abierta e incendios en rellenos y
confinamientos, y durante la producción de PVC; los PCB - químicos industriales que
han sido prohibidos pero aún son liberados al ambiente en cantidades significativas
desde las viejas emisoras y como subproductos no intencionados de la combustión y
procesos involucrados en la elaboración, uso y destrucción de organoclorados; HCB –
un químico utilizado como plaguicida, en la elaboración de plaguicidas y formado como
subproducto no deseado en varios procesos industriales que involucran organoclorados;
plaguicidas organoclorados, dentro de los que encontramos - DDT, clordano, toxafeno,
dieldrin, aldrin, endrin, heptacloro y mirex. El uso de estos plaguicidas organoclorados
está prohibido o severamente restringido en la mayoría de los países, pero no en todos.
Los COP incluidos en la lista anterior son de un inmenso interés debido a que
contaminan el ambiente y son tóxicos. La mayoría de la investigación sobre COP está
limitada a sólo unos cuantos químicos. Sin embargo, hay muchos otros COP que
también son contaminantes ambientales y son de gran preocupación. Estos incluyen el
pentaclorofenol, retardantes de flama bromados, isómeros de HCH - como el plaguicida
organoclorado lindano, compuestos organoestánicos (por ejemplo, algunos agentes
empleados como anti-adherentes/biocidas en barcos), parafinas cloradas de cadena corta
(por ejemplo, las empleadas en aceites de corte y lubricantes) y ciertos ftalatos– DBP y
DEHP, los cuales no son particularmente persistentes pero tampoco son menos
peligrosos (tienen muchos usos, como suavizantes de plásticos, especialmente en el
PVC).
¿DÓNDE SE ENCUENTRAN?
Todos los medios naturales pueden ser contaminados por los COP una vez que éstos
sean liberados al ambiente. Por ejemplo, todos los plaguicidas con COP que son
rociados en los cultivos, pueden contaminar la vegetación y el suelo; las descargas
directas desde las instalaciones productoras de COP pueden contaminar los ríos y las
liberaciones de COP desde las chimeneas de los incineradores e instalaciones
industriales contaminan el aire. Por lo tanto, los COP pueden contaminar áreas locales
cercanas a donde son liberados. Sin embargo, algunos COP son volátiles/semivolátiles y
se pueden evaporar del suelo o agua hacia el aire. Posteriormente pueden transportarse
por miles de kilómetros en las corrientes de aire y contaminar regiones remotas de su
fuente. Estos COP migran en corrientes de aire desde regiones cálidas del planeta hacia
regiones polares más frías. Una vez que han alcanzado temperaturas más frías, se
condensan y son depositados de nuevo en la superficie terrestre. Los COP también
pueden ser transportados grandes distancias por ríos, corrientes de los océanos y como
contaminantes en la fauna. Debido a las extensas liberaciones de COP al ambiente y a
su transportación a grandes distancias, se han convertido en contaminantes globales y
llegan a alcanzar altas concentraciones en regiones remotas, como el Ártico.
LOS COP EN LAS CADENAS ALIMENTICIAS
Muchos COP que contaminan el ambiente se incorporan en las cadenas alimenticias. Se
acumulan y persisten en los tejidos grasos de animales y humanos debido a que son
solubles en las grasas y no se degradan fácilmente en el cuerpo. Hasta niveles
ambientales bajos de COP pueden llevar a altos niveles en los tejidos del cuerpo de
7
animales y humanos. Para muchos COP las concentraciones en la grasa aumentan
mientras un animal se come a otro, de tal manera que los niveles más altos se
encuentran en animales predadores en lo alto de la cadena alimenticia, como los osos
polares, focas, odontocetos y cetáceos (“ballenas dentadas”), aves de presa y humanos.
Los mamíferos marinos acumulan niveles particularmente altos de COP debido a su
gran cantidad de grasa y a su reducida capacidad, compara con otras especies, de
degradar algunos COP.
COP EN AMÉRICA LATINA
Los plaguicidas organoclorados persistentes han sido utilizados para la agricultura en
América Latina durante las últimas décadas, aunque su uso en la agricultura es ilegal
hoy en términos generales. En particular, se han utilizado grandes cantidades en México
para cultivos comerciales. En años más recientes, el uso de plaguicidas organoclorados
se ha restringido a programas de salud pública contra enfermedades como la malaria.
Considerando esto, México es por mucho, el mayor usuario del plaguicida DDT,
seguido por Brasil y otros países que utilizan cantidades menores.
Este informe revisa datos de COP en América Latina en la literatura científica
(principalmente la publicada en inglés). La literatura fue identificada principalmente
desde una base de datos científica del BIDS ISI. Los estudios que son revisados sólo
pueden verse como representativos de la región particular estudiada y no pueden, por
ningún medio, ser considerados como representativos de cada país como un todo debido
a la poca investigación disponible.
Las comparaciones detalladas entre los niveles de COP encontrados en diversos
estudios, son difíciles debido a la inconsistencia en los métodos de laboratorio
utilizados y los diferentes estándares de calidad en los laboratorios. No obstante, las
comparaciones entre los estudios pueden dar una idea del estado de contaminación de
un área y si los niveles de COP son considerados altos o bajos. Los niveles actuales de
plaguicidas organoclorados en América Latina reflejan tanto los usos pasados como los
actuales.
AMBIENTE COSTERO
Varios estudios reportaron niveles de COP en lagunas costeras, agua y sedimentos así
como en peces/crustáceos. La mayor parte de esta investigación se limitó a la
evaluación de niveles de DDT en México y el Golfo de México.
Los sedimentos en el ambiente acuático y marino, actúan como una cloaca para los
COP. Notablemente, se han encontrado altos niveles de DDT en los sedimentos de
estuarios y lagunas, en el noroeste de México (16,600 ppb, peso seco),en el Norte del
Golfo de México (1600 ppb), y en Nicaragua (270 ppb). En México los altos niveles de
DDT son consecuencia de su uso para el control de vectores y en Nicaragua fue debido
al extenso uso del DDT en la producción de algodón durante varios años. Se han
reportado niveles más bajos de DDT en los sedimentos de Brasil, Argentina, El
Salvador, y otras regiones de Nicaragua y México. Una vez más han sido evidentes
niveles comparativamente altos de DDT (>100 ppb) en los peces y crustáceos del
noroeste de México, el Golfo de México y Nicaragua.
8
Se han detectado PCB en los sedimentos de estuarios y lagunas en varios países
Latinoamericanos. Particularmente, se han encontrado altos niveles en los sedimentos
de estuarios en El Salvador (1137 ppb). Los niveles de PCB en peces/crustáceos fueron
comparativamente altos (>100 ppb peso húmedo) en el Golfo de México, Nicaragua,
Argentina y Chile. Los niveles en peces/crustáceos fueron similares a los reportados
para peces marinos en Australia (intervalo de 0.22 a 720 ppb) y fueron generalmente
más altos que los reportados para países del Sur de Asia (0.38 a 110 ppb).
AMBIENTE OCEÁNICO
Había poca información disponible sobre los niveles de COP en el aire y agua de mar
en los océanos abiertos de América Latina. Una medición global de los niveles de COP
en el aire y agua de mar detectó la presencia de DDT en el agua de mar del Mar Caribe
y del Golfo de México, y la presencia de γ-HCH, α-HCH, DDT, trans-nonaclor y PCB
en el aire.
Peces y Crustáceos
Existen pocos datos disponibles sobre los niveles de COP en la biota marina de los
océanos abiertos. Se encontró que el DDT es el contaminante más común en peces y
crustáceos tomados del Golfo de México. Los niveles de PCB en calamares eran
considerablemente más bajos en aquellos tomados de las aguas del Hemisferio Norte,
en comparación con los del Hemisferio Sur. Niveles similares de compuestos
organoestánicos eran considerablemente más bajos en calamares de las aguas del
Hemisferio sur, incluyendo aguas mar adentro del Perú y Argentina.
Mamíferos Marinos
Se han encontrado sólo unos cuantos estudios que documentan niveles de COP en los
mamífereos marinos de América Latina. La investigación en delfines nariz de botella
del Golfo de México reveló altas concentraciones de los compuestos clordano y dieldrin
en la grasa de estos animales. Los niveles de DDT eran similares a los niveles de los
delfines en la costa Atlántica de EUA y estaban en el mismo intervalo que los niveles
de las marsopas de Burmeister en las aguas argentinas. Un estudio de retardantes de
flama bromados en mamíferos marinos mostró que los niveles encontrados en delfines
del Golfo de México eran similares a los niveles encontrados en mamíferos marinos del
Hemisferio Norte.
AMBIENTE ACUÁTICO
Un número limitado de estudios reportaron que varios plaguicidas organoclorados eran
detectables en la superficie del agua, sedimentos y/o peces y crustáceos en los
ambientes acuáticos de Brasil, México, Honduras, Argentina, Uruguay y Chile. Los
químicos incluían el DDT, heptacloro y su epóxido, dieldrin, aldrin y lindano.
Una comparación de niveles de COP en el ambiente acuático de América Latina con
otros países mostró que los niveles eran generalmente no considerados como altos en la
mayoría de las regiones que se estudiaron. Sin embargo, existían algunas excepciones
notables:
•
En la cuenca del río Ipojuca en Brasil, eran evidentes niveles extremadamente altos
de heptacloro en el agua del río (hasta 57.8 ppb) los cuales excedían claramente los
límites legales (10 ppb). Se infirió que la causa de esto era el uso del heptacloro en
9
los programas de salud pública. Los niveles totales de HCH (con un máximo de
3760 ppt) en el agua también excedían los límites legales en esta región.
•
En una región de agricultura intensiva en la cuenca del río Choluteca en Honduras,
se encontraron niveles muy altos de dieldrin (40 ppb) que excedían los estándares de
la US EPA para agua.
•
En la cuenca del río Biobio en Chile, se detectaron altas concentraciones de DDT
(hasta 2788 ppb) y lindano (hasta 773 ppb) en los peces. Los niveles de lindano
estaban entre los más altos valores jamás reportados en el mundo y reflejaban el uso
masivo de plaguicidas hechos a base de lindano en el área.
•
En el Río de La Plata en Argentina, eran evidentes niveles comparativamente altos
de PCB en el agua y peces. Los niveles eran similares a los reportados en los
Grandes Lagos.
La evaluación de la concentración de COP en el agua para beber en América Latina era
casi inexistente en las documentaciones científicas. Los investigadores expresaron una
preocupación por la falta de información de los niveles de COP en el agua subterránea
de México que es utilizada como agua para beber. En México y en la Península de
Yucatán se encontró una seria contaminación del agua subterránea con los plaguicidas
organoclorados 2,4-D y 2,4,5-T. En La Lima, Honduras, se encontraron altos niveles de
lindano y clordano en el agua para beber, los cuales estaban por arriba de los estándares
de la Organización Mundial de la Salud (OMS).
AMBIENTE TERRESTRE
Aire, Suelo y Vegetación
La documentación científica estaba casi desprovista de estudios de niveles de COP en el
aire, vegetación y suelo de América Latina. Para Mendoza, Argentina, estuvo
disponible un estudio que monitoreó los niveles de plaguicidas organoclorados en las
puntas de los pinos de parques urbanos como una forma indirecta de evaluar la
contaminación del aire. Altos niveles de DDT y HCH se encontraron en comparación
con las áreas rurales argentinas y los niveles encontrados en Alemania. Esto implicaba
que la contaminación del aire, proveniente del rociado de estos insecticidas, había
tenido lugar como mostraban los altos niveles que fueron detectados en la punta de los
árboles. Un estudio de la composta municipal en diferentes regiones del Brasil,
encontró que los niveles de dioxinas eran similares a los niveles de la composta en
Alemania, mientras que los niveles de PCB eran menores.
Aves
Se han publicado varios estudios sobre los niveles de COP en las aves en México, un
estudio para Chile y ninguno para otros países latinoamericanos. De los años 50 a los
80, en las aves de presa de México se encontró evidencia del adelgazamiento del
cascarón de los huevos debido a los altos niveles de DDE. No había estudios
disponibles en esta materia para los 90, pero un estudio reciente advirtió que las aves en
el estado de Chiapas en México, estaban en un riesgo significativo de acumulación de
DDT debido a su continuo uso en esta región. Una gama de otros plaguicidas
10
organoclorados se detectó en aves residentes y migratorias de México, en los años 80 y
90, y en aves del centro de Chile en los 90.
Alimento
Los COP son detectables en productos alimenticios de todo el mundo. En América
Latina, la investigación de COP en los alimentos era escasa y estaba limitada a la
investigación en Argentina y México. Los límites establecidos por la OMS y la FAO
(Food and Agriculture Organisation) como niveles "seguros" para COP en los alimentos
fueron excedidos por el DDT en muestras de queso tomadas en México, y de leche en
Argentina. La leche de México y Argentina también excedían por mucho los límites
regulatorios para heptacloro. En México, los niveles totales de HCH en la leche
excedieron el límite recientemente establecido para HCH y las muestras de carne
excedieron los límites regulatorios para el DDT y HCH. Estos resultados implican que
la exposición a los COP a través de la comida en México y Argentina puede ser alta,
pero se require más investigación para clarificar si es este el caso, debido a lo limitado
de la investigación actual.
Humanos
Cantidades medibles de COP están presentes en los tejidos humanos en todo el mundo.
En América Latina, los estudios de COP en tejido humano durante los últimos 15 años
más o menos, están limitados a un puñado de estudios, de los cuales la mayoría se
centran en el DDT en México y Brasil.
Un estudio en Río de Janeiro, Brasil, en 1992 encontró que los niveles de dioxinas y
PCB en la leche materna estaban en el extremo inferior del intervalo de aquellos
encontrados en países de occidente.
Para el DDT y su producto de descomposición, el metabolito DDE, los niveles más
altos en leche humana han sido reportados en Asia, África y América Latina. En varias
regiones de México y Brasil, los niveles de DDE encontrados en la leche humana eran
altos (>2.5 ppm) comparados con la mayoría de los países. Esto era casi seguro debido
al continuo uso del DDT en estos países. Además, se han encontrado niveles muy altos
de DDT en los rociadores de plaguicidas en Brasil, México y Venezuela. Los niveles de
DDT total en el tejido adiposo de los rociadores de plaguicidas de México eran 6 veces
más altos que en la población general, mientras que en los niveles de sangre de los
rociadores de Brasil eran 4.7 veces más grandes que los niveles de los trabajadores no
expuestos.
Otros plaguicidas organoclorados como el dieldrin, HCB y heptacloro epóxido se
encontraron en leche humana de México y Brasil en concentraciones dentro del
intervalo de aquéllos encontrados en otros países. Sin embargo, saber esto no es
reconfortante debido a que estos químicos son persistentes, bioacumulativos y tóxicos.
Además, los jóvenes en desarrollo son particularmente vulnerables a los impactos de
tales químicos y son pasados del cuerpo de la madre a los fetos en desarrollo en la
matriz y al bebé lactante a través de la leche materna.
Las autoridades reguladoras emplean el concepto de Ingesta Diaria Aceptable de
químicos en los alimentos como intento de proteger la salud pública. La IDA es la
cantidad de un químico que puede ser ingerida en una base diaria en la dieta, y que es
considerada como segura. Si la IDA se aplica a la leche humana ingerida por un bebé
11
lactante, los cálculos muestran que la IDA es excedida por varios COP en muchos
países. En América Latina, los cálculos mostraron que la IDA para el niño amamantado
fue excedido por el DDT en dos regiones de México y por el dieldrin en dos regiones de
Brasil. Es cuestionable cómo se puede aplicar la IDA a un niño lactante, dado que la
IDA está calculada para un adulto de 70 kg que ingiere alimentos en todo su tiempo de
vida. Sin embargo, como el niño es más vulnerable que el adulto, se ha discutido que
definitivamente los niños no deben exceder la IDA. Por lo tanto, es de gran interés que
la leche humana en América Latina no exceda la IDA. No obstante, es muy importante
hacer énfasis en que el amamantar es muy recomendado por los expertos debido a las
muchas ventajas que conlleva.
CONCLUSIONES
•
Los estudios científicos publicados muestran claramente que los COP contaminan el
medio ambiente terrestre, acuático y marino a lo largo de toda América Latina. Sin
embargo, la investigación publicada de los niveles de COP en América Latina se
encuentra extremadamente limitada. Esto es tanto en términos cuantitativos de la
investigación que está disponible como para el número de COP que se han
investigado. La mayor parte de la investigación se ha generado en México, y en
segundo lugar en Brasil, con poca o ninguna investigación en otros países. Los datos
están principalmente limitados a las investigaciones de los niveles de algunos
plaguicidas organoclorados. Sólo algunos estudios de dioxinas están disponibles en
toda América Latina y la investigación de retardantes de flama bromados se
encuentra limitada a un estudio en mamíferos marinos.
•
Los altos niveles de algunos plaguicidas organoclorados son notablemente evidentes
en algunas regiones de países de América Latina que están relacionadas con los usos
pasados y/o presentes. Los niveles de DDE en la leche humana en México y Brasil
indicaron que la exposición de la población general es alta en algunas regiones.
•
Es casi seguro que los COP que son liberados en la América Latina tropical no sólo
causen problemas de contaminación local, sino que también pueden contribuir a la
contaminación de áreas remotas del planeta muy lejanas a la fuente. Por ejemplo,
estudios de los ríos y sedimentos en las áreas tropicales (Asia) indican que debido a
las altas temperaturas en el trópico, el tiempo de residencia de los COP es más corto
en los cuerpos de agua, y la transferencia a la atmósfera es mayor. La transferencia
al aire tiene mayores implicaciones para el ambiente global. Los COP semivolátiles
y persistentes como el HCB y HCH, parecen ser gradualmente redistribuidos desde
las fuentes de emisión tropicales hacia las regiones más frías en una escala global.
COP – UN PROBLEMA GLOBAL
El problema de la contaminación global por COP se dispone a continuar debido a que la
mayoría de los COP provenientes de actividades antropogénicas aún siguen siendo
liberados al ambiente. La disminución de los niveles de COP que han sido prohibidos
en algunos países no da lugar al optimismo o la complacencia. Los niveles de COP son
aún suficientemente elevados para ser preocupantes, y más aún, niveles de COP que son
todavía ampliamente producidos, como los retardantes de flama bromados y
compuestos organoestánicos, aumentan la ya grave carga de COP. Dado que la
12
liberación de COP al ambiente es continua, existe potencial para impactos severos
posteriores en la salud de animales y humanos. Al ser los COP persistentes, existe sólo
una forma de salvaguardar el ambiente y el futuro de las futuras generaciones. Ésta es la
reducción y la eventual eliminación al nivel internacional de la producción y uso de
todos los COP, así como de los procesos que conducen a su generación no intencional
como subproductos de tecnologías de producción y dar paso a tecnologías limpias. Es
necesario tomar acción ahora para enfrentar los problemas actuales causados por los
COP, prevenir nuevos problemas e iniciar el camino hacia un Futuro Libre de Tóxicos.
GREENPEACE DEMANDA QUE…
•
•
•
•
•
•
La producción y uso de todos los COP, así como las actividades humanas que llevan
a la generación de COP, sean eliminadas a nivel internacional, y finalmente, a nivel
global.
Esto debe ser realizado a través de la sustitución de COP (o los procesos y
materiales que los generan) con tecnologías y materiales no peligrosos.
La industria y la agricultura deben aspirar a tecnologías de producción limpia y a la
producción de productos limpios, reconociendo que la única manera de impedir las
liberaciones de COP en el ambiente es evitando su producción y uso.
Como asunto urgente, se deben tomar medidas para detener la producción y
eliminar todas las descargas, emisiones y pérdidas de químicos priorizados para la
acción por el PNUMA
Suponer que todos los químicos son peligrosos hasta demostrar lo contrario, i.e.
hasta que la determinacion de la peligrosidad sea completa, o en esas instancias
donde la identificación de la peligrosidad está limitada por la falta de información,
se debe asumir que los químicos presentan peligros de dimensiones desconocidas.
Finalmente, las medidas para eliminar las liberaciones de TODOS LOS COP y
TODAS LAS SUSTANCIAS PELIGROSAS al ambiente deberán tomarse tanto en
una base regional como global, debido a que la contaminación química del ambiente
es un problema global y los químicos no respetan fronteras.
13
1
INTRODUCCIÓN
Los bloques de construcción de los organismos vivos son compuestos orgánicos– es
decir, compuestos químicos que contienen carbono e hidrógeno (y en algunos casos,
también otros elementos). Estos compuestos no son indestructibles y algunos se
degradan de manera relativamente fácil. Por otro lado, el ser humano ha aprendido a
elaborar compuestos orgánicos que son extremadamente difíciles de eliminar. A estos
químicos se les llama Contaminantes Orgánicos Persistentes (COP).
Un gran número de químicos peligrosos ha sido, y continúa siendo, elaborado por la
industria química tanto en forma intencional, como productos, como no intencional,
como subproductos o desechos. Estas sustancias peligrosas incluyen numerosos COP.
Algunos de estos, notablemente las dioxinas y furanos, son también generados en forma
no intencional como subproductos de procesos de combustión.
La producción y uso de COP, y la generación de COP como subproductos no
intencionados ha llevado a la contaminación del ambiente con estas sustancias. Debido
a que no son fácilmente degradados por procesos naturales, muchos persisten en el
ambiente por años. Por lo tanto, aún si la producción y las liberaciones de todos los
COP cesaran hoy, continuarían contaminando el ambiente por muchos años en el
futuro. Muchos COP se han convertido en contaminantes muy difundidos en el
ambiente, debido a que son transportados a miles de kilómetros en las corrientes de aire,
en ríos y océanos. Como resultado de este transporte a grandes distancias, algunos COP
contaminan regiones remotas como los océanos profundos, áreas de altas montañas e
incluso el Ártico. De hecho, pueden ser considerados como contaminantes globales.
Además de ser persistentes, muchos COP son, por su naturaleza química, son altamente
solubles en las grasas (lipofílicos). Consecuentemente, tienen una tendencia a
concentrarse en los tejidos grasos de organismos vivientes, y con el tiempo, pueden
acumularse (bioacumularse) en altos niveles en dichos tejidos. En algunos casos, los
niveles aumentan (se biomagnifican) cuando un animal consume a otro en la cadena
alimenticia, de tal manera que los niveles más altos están presentes en las especies
depredadoras en la cima de la cadena alimenticia. Algunos COP, como los compuestos
organoestánidos, se acumulan hasta niveles particularmente altos en el hígado y otros
tejidos.
Muchos COP son tóxicos y sus largas vidas en los tejidos vivientes conducen a efectos
negativos en la salud. Aunque con el tiempo muchos COP pueden ser metabolizados
(transformados o degradados) en el cuerpo para convertirse en otros compuestos
(metabolitos), algunos de los metabolitos producidos son más tóxicos y persistentes que
el químico original. Por ejemplo, los plaguicidas heptacloro y clordano son degradados
hasta heptacloro epóxido y oxiclordano, respectivamente, los cuales son más tóxicos
que los químicos originales.
Los químicos hechos por el ser humano se encuentran en el ambiente y en nuestros
cuerpos no como entidades simples, sino como mezclas complejas. Estamos expuestos,
por lo tanto, no a químicos peligrosos particulares, sino a muchos de ellos; no a COP
particulares, sino a mezclas diversas. El significado de tales exposiciones múltiples
14
permanece pobremente entendido. Por otra parte, una proporción sustancial de los
químicos que se encuentran en el ambiente y a los que podemos estar expuestos,
simplemente no puede ser identificada. Esto complica aún más el problema.
1.1
Los Químicos de Interés
Los COP pueden ser definidos, en términos generales, como químicos orgánicos
persistentes, que comprenden sustancias sintéticas de un amplio espectro de grupos
químicos. Un prominente y diverso grupo de COP son los organohalógenos, i.e.
compuestos orgánicos de cloro, bromo, yodo y flúor. De los halógenos, el cloro ha sido
particularmente utilizado por la industria química, para elaborar químicos clorados que
son empleados como plaguicidas, químicos industriales, solventes, agentes de limpieza
y plásticos, en particular el PVC. De hecho el PVC es el uso más simple del cloro.
Todos los 12 COP hasta ahora priorizados para su reducción o para prevenir sus
emisiones dentro del borrador de la Convención convocada por el Programa de Medio
Ambiente de las Naciones Unidas (PNUMA) son organoclorados. Estos químicos se
describen en el cuadro 1.1
Los problemas ambientales y de salud ocasionados por los COP incluidos en la lista del
PNUMA han sido reconocidos por algunos años y, como consecuencia, los PCB y
muchos de los plaguicidas han sido prohibidos o se ha restringido su uso en la mayoría
de los países. Sin embargo, los COP no respetan las fronteras nacionales, de manera tal
que su continua producción y uso, y su generación como subproductos no intencionados
en algunos países aumentan la responsabilidad global de estos químicos. En el caso de
las dioxinas, aún producidas no intencionadamente por muchos procesos industriales y
de combustión de desechos, así como la quema abierta, incendios de rellenos y
confinamientos e incendios accidentales en edificios, vehículos y almacenes a lo largo
de todo el globo terráqueo. En algunos países se han tomado pasos para reducir las
emisiones de dioxinas al aire desde las fuentes, como los incineradores, pero las
emisiones al aire y suelo de tales instalaciones continúan con poca o ninguna reducción.
Además, pocos países han establecido las políticas requeridas para dirigir los materiales
que contienen cloro (e.g. PVC) que son, en efecto, las fuentes de dioxinas durante la
incineración, así como para las fuentes difusas, como la quema abierta y los incendios
de rellenos y confinamientos.
Los 12 COP del PNUMA son sólo una parte del problema que enfrentamos. Muchos
químicos orgánicos persistentes más están aún en producción y uso extensivos, tanto en
países industrializados como en países en proceso de industrialización. Algunos de
estos se muestran en el Recuadro 1.2. Mientras la industria química continúe
elaborando dichos químicos para solucionar los problemas cotidianos, estarán creando
otros problemas a largo plazo o irreversibles, y estarán comprometiendo la capacidad de
futuras generaciones de satisfacer sus propias necesidades. También estarán
amenazando los procesos fundamentales que sustentan la diversidad de la vida misma.
15
RECUADRO 1.1 COP LISTADOS POR EL PNUMA
•
Dioxinas
y
furanos:
policlorodibenzo-p-dioxinas
(PCDD)
y
policlorodibenzofuranos (TCDF), comúnmente denominados dioxinas y
furanos, o colectivamente como "dioxinas". Hay 210 congéneres (químicos)
en el grupo, aunque algunos sean más tóxicos, y algunos más abundantes,
que otros. La 2, 3, 7, 8 - tetraclorodibenzo-p-dioxina (2,3,7,8 -TCDD) es el
congénere más tóxico, y ahora es reconocido como un cancerígeno
humano. Las dioxinas son producidas como subproductos no intencionados
en muchos procesos de manufactura y combustión que utilizan, producen o
descargan cloro o químicos derivados del cloro. Las fuentes importantes de
dioxinas en el ambiente incluyen la incineración de desechos, combustión
de PVC en incendios en rellenos y confinamientos y quema abierta, y
muchos procesos de producción de organoclorados, incluyendo la
producción del PVC.
•
Policlorobifenilos (PCB): Los PCB comprenden un grupo de 209
congéneres distintos. Cerca de la mitad de este número han sido
identificados en el ambiente. Los congéneres de PCB más altamente
clorados son los más persistentes y explican la mayoría de aquéllos que se
encuentran contaminando el ambiente. Los PCB fueron producidos como
químicos industriales y fueron utilizados principalmente para la aislamiento
de equipo eléctrico. La producción de PCB ha cesado casi en su totalidad
en el mundo, aunque hay reportes de que aún continúa en Rusia. Se estima
que por lo menos una tercera parte de los PCB que han sido producidos
han entrado al ambiente (Agencia de Medio Ambiente de Suecia, 1999).
Las otras dos terceras partes permanecen en equipo eléctrico viejo y en
vertederos de desechos desde los cuales continúan lixiviándose al
ambiente. Aunque hoy esta es la mayor fuente de contaminación por PCB,
algunos PCB son también producidos como subproductos de la incineración
y ciertos procesos químicos que involucran el cloro, como la producción de
PVC.
•
Hexaclorobenceno (HCB): Este químico fue anteriormente usado como
fungicida para el grano de siembra. También es producido no
intencionadamente como subproducto durante la elaboración de solventes
clorados y otros compuestos clorados como el cloruro de vinilo, el bloque de
construcción del PVC, y varios plaguicidas. Es un subproducto en las
descargas de plantas de cloro-álkali y de conservación de madera, así
como en la ceniza volátil y gases emitidos por las incineradoras de
desechos municipales. Su mayor fuente hoy en día sigue siendo la
manufactura de plaguicidas (Foster 1995, ATSDR 1997).
•
Plaguicidas Organoclorados: Hay ocho plaguicidas en esta categoría
listados por el PNUMA. Estos son el aldrin, dieldrin, endrin, DDT, clordano,
mirex, toxafeno y heptacloro. La mayoría de estos están prohibidos o
restringidos en muchos países, aunque no en todos. Por ejemplo, el DDT
aún es utilizado ampliamente en los países menos industrializados,
16
particularmente para el control de mosquitos (e.g. Lopez-Carrillo et al.
1996).
Aunque la mayor atención hasta hoy se ha centrado, comprensiblemente, en los
químicos organoclorados, el problema general de la muy difundida contaminación del
ambiente con químicos persistentes se extiende a través de otros grupos de químicos.
Para asegurar la protección del ambiente, se deben tomar medidas para reducir y
finalmente prevenir emisiones de todas las sustancias peligrosas, particularmente
aquellas que son persistentes y se bioacumulan.
RECUADRO 1.2 OTROS COP
•
Isómeros del Hexaclorociclohexano (HCH): El γ-HCH, o lindano, es un
plaguicida organoclorado y un componente de algunos shampoos para el
tratamiento de piojos en la cabeza. Su uso como plaguicida en la agricultura
ha disminuido en años recientes, aunque a pesar de esto continua siendo
utilizado con este propósito en algunos países de Europa (Agencia de
Medio Ambiente de Suecia, 1999), América Latina y Asia. El uso del HCH
técnico, una mezcla de isómeros de HCH que incluye el alfa-HCH, es más
restringido aún. No obstante, como resultado de continuas liberaciones y
su persistencia en el ambiente, el alfa-HCH permanece esparcido en el
ambiente, incluyendo el Ártico.
•
Retardantes de flama bromados: Estos químicos son ampliamente usados
como retardantes de fuego en equipo electrónico, e.g. tableros electrónicos
en computadoras, aparatos de radio y televisión, en plásticos, textiles,
materiales de construcción, alfombras, vehículos y aeronaves. La
producción y uso de algunos de estos químicos está aumentando. Los
retardantes de flama bromados incluyen éteres de polibromobifenilos
(EPBB) y polibromobifenilos (PBB), así como el tetrabromobisfenol-A
desarrollado más recientemente. Cada vez se vuelve más claro que los
EPBB están ampliamente distribuidos en el ambiente global y pueden
acumularse en los tejidos de los humanos y la fauna; una evidencia similar
está creciendo para los retardantes de flama bromados.
•
Compuestos organoestánicos: Los compuestos organoestánicos son
usados como ingrediente activo en los agentes anti-adherentes/biocidas,
fungicidas, insecticidas y bactericidas. Uno de los químicos en este grupo,
el tributilestaño (TBE), ha sido utilizado como biocida en la pintura para
barcos y en redes de acuacultura desde los años 60, aunque su uso está
ahora restringido a grandes barcos y se está discutiendo una prohibición
global. El TBE es quizá más conocido por sus efectos desestabilizantes en
las hormonas de invertebrados marinos, aunque también es altamente
tóxico para otros organismos. Ha sido descrito tentativamente como el
químico más tóxico jamás introducido de forma deliberada en las aguas
naturales y se ha extendido mucho en el ambiente marino.
17
•
Parafinas cloradas de cadena corta: Por muchos años, estos químicos han
sido utilizados para producir una variada gama de productos, incluyendo
usos como retardantes de flama y plastificantes en el PVC, caucho y otros
plásticos, barnices, selladores y adhesivos, químicos de tratamiento para
piel y como aditivos de presión en lubricantes y aceites para corte de
metales (Campbell y McConnell 1980). Se debe tomar nota de que no sólo
las parafinas cloradas de cadena corta representan un problema, sino
también el grupo comprendido por todas las parafinas cloradas en general.
18
2
CONTAMINACIÓN Y TRANSPORTE GLOBAL DE
COP.
Muchos COP se han vuelto ubicuos en el ambiente y pueden ser detectados en niveles
considerables aún en regiones remotas como el Ártico y el Antártico (e.g. Bidleman et
al. 1993, Iwata et al. 1993). La contaminación de regiones remotas sucede como
consecuencia del transporte a gran distancia de los COP en corrientes de aire. Una vez
en la atmósfera, los COP pueden ser dispersados y transportados a lo largo de grandes
distancias en corrientes de aire antes de ser depositados otra vez en la superficie de la
tierra. Se especula que algunos COP se mueven a través de la atmósfera desde regiones
más cálidas, donde son emitidos, hacia regiones más frías en latitudes superiores. La
hipótesis que explica cómo los COP se mueven de regiones cálidas a áreas polares más
frías es conocida como la destilación global o fraccionamiento global. Esto es debido a
que una vez liberados al ambiente, los químicos parecen fraccionarse con la latitud,
según su volatilidad, mientras se condensan a diferentes temperaturas (Wania y Mackay
1993, Wania y Mackay 1996).
Los COP son liberados en el ambiente, por ejemplo, desde las chimeneas de los
incineradores al aire, como descargas industriales en los ríos, como plaguicidas rociados
en los cultivos y el suelo, y como pérdidas de una variedad de productos de consumo.
El movimiento subsiguiente de los COP entre el aire, agua, suelo o vegetación depende
de la temperatura y de las propiedades físicas y químicas de los COP y el lugar. La
hipótesis de la destilación global asume que las temperaturas más calientes favorecen la
evaporación de los COP de la superficie de la Tierra al aire, mientras que las
temperaturas más frías favorecen su deposición desde el aire al suelo, vegetación o
agua. El efecto global es la volatilización de los COP al aire en climas cálidos para
luego condensarse y depositarse de nuevo en la superficie de la tierra en climas más
fríos. Los investigadores han sugerido que los COP pueden migrar a los polos en una
serie de cortos saltos al experimentar repetidamente el ciclo de evaporación, transporte
y deposición (Wania and Mackay 1993). Otros han sugerido que es más probable que el
proceso suceda en un solo paso (Bignert et al. 1998). Se ha notado que hay dudas sobre
cómo los procesos de cambio ocurren entre el aire y el suelo/agua/vegetación y que se
requiere mayor investigación (Addo et al. 1999).
Parece que entre más volátil sea el químico, mayor será su tendencia a permanecer
transportado por el aire y viajará más rápido y lejos a través de corrientes de aire hacia
regiones polares remotas. A la inversa, los químicos con baja volatilidad son incapaces
de alcanzar altos niveles atmosféricos y entonces son depositados cerca de donde
originalmente fueron liberados. Por lo tanto, los COP con una alta volatilidad como el
α-HCH y el γ-HCH pueden migrar más rápido hacia los polos que aquellos de menor
volatilidad como el DDT, el cual tiende a permanecer cerca de su fuente (Wania and
Mackay 1993, Wania and Mackay 1996).
Las observaciones sugieren que ciertos COP como el HCB y HCH se depositan
preferentemente en latitudes polares, mientras que el DDT y otros se depositan
primeramente en latitudes más bajas (Wania and Mackay 1996). Por ejemplo, un
estudio mundial de organoclorados persistentes en la corteza de árboles, encontró que
los compuestos tipo HCB relativamente volátiles fueron distribuidos de acuerdo a la
19
latitud, demostrando un efecto de destilación global. A la inversa, compuestos menos
volátiles, como el endosulfán no fueron tan efectivamente destilados y tendieron a
permanecer en la región de uso (Simonich y Hites 1995).
Se piensa que los COP en las regiones polares son originados por actividades
industriales y otras actividades humanas en los países próximos. Por ejemplo, estudios
muestran que es muy probable que las fuentes de contaminación de COP en el Ártico
provengan de latitudes medias del Hemisferio Norte, como Europa, Rusia y América
del Norte (Barrie et al. 1989, Muir et al. 1997). Sin embargo, los países tropicales son
también responsables de expandir la contaminación hacia las regiones polares, debido a
que algunos de estos químicos utilizados en la agricultura y salud pública como el
HCH, DDT y dieldrin son aún consumidos en cantidades considerables en las latitudes
bajas (Tanabe, 1991). Se debe tomar en consideración que la mayor parte del inventario
global de COP no se extenderá eventualmente a las regiones polares, sino que
conservará y/o experimentará la degradación cercana a su fuente o a las regiones
polares que estén en su ruta. No obstante, los niveles en regiones polares pueden
permanecer muy altos.
2.1 El Destino de los COP en Ecosistemas Tropicales
El cinturón tropical se caracteriza por las altas temperaturas y densas precipitaciones.
Algunos COP como los plaguicidas organoclorados persistentes, aún son utilizados en
países tropicales incluyendo algunas áreas de América Latina. Es probable que el clima
tropical facilite la rápida dispersión de COP en el aire y agua desde las áreas de
agricultura de los trópicos. En efecto, la investigación ha mostrado que la transferencia
de químicos a la atmósfera es mucho mayor en las áreas tropicales (Tanabe 1991).
Una medición de los niveles de organoclorados en el aire, agua y sedimentos de Asia y
Oceanía, también indicó que los químicos liberados en el trópico se dispersan
rápidamente a través del aire y agua, y menos retenidos en los sedimentos(Iwata et al.
1994). El estudio mostró que las proporciones de organoclorados en las fases de
sedimento y agua eran positivamente correlacionadas con la latitud del muestreo. Esto
sugiere que los compuestos persistentes semivolátiles liberados en los trópicos,
incluyendo el HCH y HCB, tienden a ser redistribuidos a una escala global. El DDT,
clordano y PCB tenían una tendencia menor de transportarse a grandes distancias en
zonas tropicales que el HCH y HCB. Las implicaciones de usar COP en los trópicos son
por esto no sólo de interés para el ambiente tropical, sino también para el ambiente
global. Es casi seguro que los residuos volatilizados de los trópicos se dispersan a través
de la atmósfera en términos globales y finalmente se depositan en el ambiente del
océano abierto, incluyendo las aguas del Ártico. Aquí, estos químicos plantean entonces
una amenaza a los organismos marinos, particularmente los mamíferos marinos (Tanabe
1991).
2.2 Tendencias en el Tiempo de los Niveles de COP en el
Ambiente Global
Una amplia variedad de muestras tipo ha sido utilizada para monitorear los niveles y
tendencias de la contaminación de organoclorados en el ambiente. Esto incluye un
20
muestreo del medio ambiente - aire, agua, sedimentos y suelos, y un muestreo del tejido
de organismos vivientes. Se han emprendido varios estudios sobre la variación con el
tiempo de los niveles de organoclorados persistentes en el ambiente. La mayoría han
sido para el Hemisferio Norte. Estos estudios muestran la historia de la contaminación
en décadas recientes y pueden indicar posibles implicaciones para el futuro. (ver
Loganthan y Kannan, 1994).
En el ambiente terrestre, los estudios en tejido humano han mostrado una tendencia a la
baja del DDT en los países donde se ha impuesto una prohibición en el uso de este
compuesto desde los años 70. Los niveles de clordano y HCH también han disminuido.
Sin embargo, los datos disponibles muestran que desde la década de 1960 y 70 no ha
habido una disminución significativa en los niveles de DDT y HCH en los tejidos de
humanos en la India, un país donde se sigue usando el DDT (ver Allsopp et al, 2000b).
En América Latina, los datos disponibles de los niveles de estos químicos en tejido
humano están muy limitados y no es posible determinar si los niveles han disminuido
en años recientes. Los niveles de PCB en el tejido humano demuestran una tendencia
diferente a la de otros organoclorados. No se han reportado disminuciones significativas
en países industrializados como Japón o EUA, a pesar de una prohibición en el uso.
Esto implica una continua exposición a los PCB, probablemente debido a la continua
lixiviación al ambiente al ser vertidos a rellenos o confinamientos. Además del tejido
humano, el tejido en aves también ha sido utilizado para rastrear tendencias temporales
de los organoclorados. En países industrializados del Hemisferio Norte, se ha
documentado una lenta disminución en los niveles de DDT y PCB, con la disminución
de los PCB a su índice más bajo. Se ha sugerido que ahora es importante proteger a las
aves del Hemisferio Sur dado el continuo uso de DDT, pues en el Hemisferio Norte
hubo una disminución en varias poblaciones de aves debido al uso previo de DDT en
esta área. En conjunto, se puede concluir desde una tendencia temporal de los
organoclorados persistentes en los humanos y aves, que la reducción en los niveles de
estos químicos en el ambiente terrestre es, por lo general, muy lenta (Loganathan y
Kannan, 1994).
La investigación en peces de río ha mostrado que los niveles de organoclorados
persistentes en el tejido de los peces disminuye de forma bastante rápida tras la
prohibición de los compuestos. Esto indica la rápida desaparición de los organoclorados
de los lagos una vez que las descargas cesan y posiblemente el corto tiempo de
residencia de estos químicos en el agua de los ríos (Loganathan and Kannan, 1994). Los
peces tienen un tiempo de vida corto y una baja capacidad metabólica para degradar
organoclorados, por lo que rápidamente se contaminan con estos químicos, siendo su
velocidad de eliminación relativamente rápida. En contraste, los organismos con
tiempos de vida y capacidades metabólicas mayores, como los humanos, se contaminan
más lentamente y tienen una velocidad de eliminación de organoclorados persistentes
inferior (Loganathan y Kannan, 1991).
La disminución de organoclorados en peces de río ha sido más rápida que la de los
niveles registrados en peces de lagos, como sucede en los Grandes Lagos en EUA. Es
posible una velocidad de eliminación más lenta debido a la continua entrada
atmosférica de químicos en los lagos, los cuales se originan en áreas tropicales. En los
peces marinos del Hemisferio Norte, la disminución en los niveles ha sido incluso más
lenta y para los químicos muy volátiles como el HCH se ha reportado un estado estable
(Loganthan y Kannan, 1994).
21
El tiempo de residencia de los organoclorados persistentes en el ambiente del océano
parece ser muy largo. Se han detectado altos niveles de organoclorados en áreas semiencerradas a la costa, aún en años recientes. Tales áreas costeras reciben descargas
directas de los ríos, así como de industrias y la agricultura, contaminándose
rápidamente. La velocidad de transporte de los organoclorados de los mares semiencerrados es lenta y esto pone en riesgo a los organismos marinos. En contraste con los
ambientes marinos costeros semi-encerrados, el océano abierto se contamina más
lentamente al recibir entradas de la deposición atmosférica y el vertido al océano.
Muchos organoclorados son detectables en ambientes costeros y de océanos abiertos, y
es evidente que el océano actúa como una cloaca para dichos químicos provenientes de
actividades antropogénicas. Algunos estudios han reportado tendencias temporales de
los organoclorados persistentes en aguas del océano y organismos marinos. En
conjunto, estos estudios muestran que no ha habido una tendencia a la baja para los
organoclorados en el ambiente oceánico abierto y continúa sirviendo como depósito
final para los compuestos semivolátiles utilizados en los trópicos, como el HCH.
También se ha observado que las concentraciones de organoclorados en el aire sobre los
océanos del Sur y del Norte han permanecido constantes en años recientes a pesar de las
prohibiciones de uso en los países del Hemisferio Norte (Loganthan y Kannan, 1994).
Se han mostrado mamíferos marinos viviendo en el ambiente del océano abierto para
exhibir desde una lenta disminución hasta una disminución nula en sus niveles de
organoclorados persistentes. Como los humanos, estos animales tienen un largo periodo
de vida pero son menos capaces de metabolizar dichos químicos y tienen altas
cantidades de grasa en las que se acumulan los químicos. También se encuentran hasta
la cima de la cadena alimenticia. En sí, los mamíferos marinos están sujetos a la
acumulación a largo plazo de organoclorados y tienen velocidades de eliminación muy
lentas para estos químicos. Esto los pone en un alto riesgo de contaminación y de
efectos negativos potenciales de los organoclorados.
Los datos de las tendencias temporales de los organoclorados en el ambiente marino,
indican que la contaminación marina por estos compuestos no disminuirá a menos que
se impongan estrictas regulaciones en su uso en el mundo entero. En particular, se
considera que los mamíferos marinos están en riesgo por esta contaminación. En el
ambiente terrestre, las poblaciones de humanos en países menos industrializados están
expuestas a altos niveles de organoclorados en los alimentos y en el aire, y esto ha
mantenido estables los niveles de organoclorados en su cuerpo. Actualmente, muchos
países menos industrializados están siendo usados como un territorio de vertido para los
plaguicidas peligrosos debido a que virtualmente no tienen políticas para revisar la
entrada de tales químicos. Por lo tanto, los países tropicales en desarrollo del
Hemisferio Sur se han contaminado más en los años recientes. A pesar de esto,
Loganthan y Kannan (1994) reportaron que debido a las implicaciones económicas y
políticas de los estudios, no se han hecho programas extensos de monitoreo, incluyendo
estudios de las tendencias a largo plazo y toxicológicos. Se ha aconsejado hacer
investigación de las tendencias de los organoclorados en las áreas tropicales, mares
semi-encerrados y en el ambiente del océano abierto.
22
3
COP EN AMÉRICA LATINA
Los datos sobre la extensión del uso de los plaguicidas organoclorados en el ambiente
global están muy limitados. Un proyecto sobre los usos globales de los plaguicidas
organoclorados ha reportado que muchos países no guardan registros de los plaguicidas,
mientras que en otros países, esa información es confidencial (Voldner y Li, 1995). El
estudio reporta que los compuestos DDT, HCH grado técnico, lindano y toxafeno aún
son utilizados legalmente en varios países, y se sugiere su uso ilegal en otros países.
Según Nair et al. (1996), el uso de DDT en países menos industrializados es
primeramente una consecuencia de su eficacia costo-beneficio y al amplio espectro de
toxicidad de este plaguicida. En un grupo de países menos industrializados, el DDT y
los plaguicidas organoclorados son recomendados por organizaciones de salud
internacionales y nacionales para controlar mosquitos, moscas y piojos, ya que éstos
hacen que se difunda la malaria, tifo, fiebre tifoidea y cólera (Loganthan y Kannan,
1994). Actualmente, la OMS recomienda el uso de DDT para los brotes de malaria,
aunque unánimemente los expertos en salud pública no recomiendan su uso. El DDT
actúa sobre los insectos adultos y no puede matar las larvas, por lo que ha habido
resistencia mundial de los insectos al DDT (Lopez-Carillo et al.1996, Rivero-Rodriquez
et al.1997).
El uso generalizado del DDT es tan grande en los años 90 como lo fue en los 70 (Smith,
1999). En algunos países de América Latina se sigue usando DDT para controlar la
malaria. La Figura 1 muestra el extenso uso del DDT para los años 1993/4. México es
el mayor usuario. Recientemente se ha informado que México planea reducir el uso de
DDT durante los próximos 5 años, y eliminarlo para el 2007 (Smith, 1999). En Brasil,
el DDT es utilizado contra la malaria y contra termitas para la protección de la madera.
En Brasil también son utilizados el aldrin, heptacloro epóxido y dieldrin contra las
hormigas y termitas (Torres et al. 1997).
Figura 1: El DDT utilizado en programas de prevención de malaria en algunos países
de América Latina 1993-1994 (López-Carillo et al. , 1996)
México
Brasil
Ecuador
Colombia
Argentina
Venezuela
0
500
1000
1500
2000
DDT Empleado (tons)
23
2500
3000
El siguiente informe presenta los niveles de COP en América Latina. Se realizaron
investigaciones de documentos científicos (la mayoría era literatura documentada en
inglés). La observación más obvia que surgió de la búsqueda de documentación fue que
la investigación de COP en países de América Latina estaba muy limitada en cantidad.
Considerablemente hay menos datos disponibles para América Latina que para países
industrializados, como Japón, EUA y Europa. La falta de información es muy aparente
en los años recientes, debido a que, dados los errores del pasado, se esperaría que la
preocupación por el medio ambiente hubiera aumentado. La razón para la falta de
información es desconocida, pero Albert (1996) señala que por lo menos para México,
la investigación de contaminantes persistentes en diferentes medios nunca ha sido una
prioridad para las autoridades mexicanas científicas y tecnológicas. Por lo tanto, la
mayoría de los científicos investigadores tienen poco interés en esto, lo que, a la vez,
causa una falta de información suficiente y confiable. Kammerbauer y Moncada (1998),
señalaron que para América Central, hay un incremento en el uso de plaguicidas para la
producción de cultivos comerciales. Debe notarse la importancia de la información
sobre los niveles de COP en el ambiente para darse una idea tanto de la persistencia de
éstos por usos pasados, como de los que siguen empleándose.
En este informe, las cifras representando los niveles de COP en el medio ambiente
provienen de diferentes estudios. Sin embargo, es difícil establecer comparaciones
significativas en los niveles de COP reportados por los diversos estudios. Esto es debido
a que las comparaciones pueden entorpecerse por problemas en los métodos científicos
utilizados y la calidad del control para medir las concentraciones de los contaminantes.
Por ejemplo, entre los estudios pueden existir diferencias en la recolección de muestras,
almacenamiento, preparación, el método usado para el análisis químico, análisis
matemático y la interpretación de los datos (Thomas y Colborn, 1992). Una diferencia
en la sensibilidad de un modelo analítico podría, por ejemplo, afectar el detectar o no,
un compuesto. Debido a que en los estudios de varios países pueden existir varias
diferencias, los resultados de estos estudios no son comparables directamente. Sin
embargo, en el reporte actual se hace una comparación de dichos estudios ya que al
menos pueden dar una indicación aproximada de la variación en los niveles de
contaminantes COP entre los diferentes países.
24
4
AMBIENTE COSTERO
La costa de América Central y del Sur se extiende aproximadamente 47,000 km. Hay
muchos hábitats raros de humedales en esta larga costa, desde lagunas tropicales,
arrecifes de coral, manglar en el norte, hasta territorios para reproducción de aves y
mamíferos marinos en el sur. La calidad del agua, aire y sedimentos en las áreas
costeras son de gran importancia, no sólo para las especies que viven y se reproducen
ahí, sino también para los procesos ambientales en los que se ven involucrados. Los
ecosistemas costeros incluyen algunas áreas con la red productiva más importante en el
mundo, los manglares. Éstos proveen procesos de tratamiento para pequeñas cantidades
de contaminación, protección física costera. El impacto del ser humano en estas áreas a
través de actividades que puedan tener lugar tierra adentro, y un mayor impacto a través
del despeje de manglares está aumentando, con el establecimiento de hoteles para
turistas, construcción de caminos y otras actividades. Justamente mar adentro de
muchas costas de países tropicales de América Latina se encuentran arrecifes de coral.
Estos se encuentran entre los más viejos (5,000 – 10,000 años) y entre los ecosistemas
más diversos y productivos del mundo, el equivalente marino a una selva. Un simple
arrecife puede contener 3,000 especies de coral y estos sistemas mantienen por lo
menos a un tercio de todas las especies marinas. Los arrecifes de coral reducen la
energía proveniente de las olas y ayudan a la protección costera. Sin embargo, están
siendo destruidos o dañados. La mayor amenaza para estos sistemas proviene de la
deforestación, construcción, cultivos y del pobre manejo de la tierra, a menudo en
tierras lejanas a la costa (Miller, 1992). Durante los últimos 20 ó 30 años, ha habido un
rápido y no controlado 'desarrollo' en América Latina, y éste rápidamente está ganando
terreno a la habilidad natural del ambiente de enfrentar la entrada de la contaminación.
La contaminación de las aguas costeras es un problema que afecta a todos los países en
los litorales de América Latina. Muchos ríos grandes, como el Amazonas y el de la
Plata, drenan grandes áreas del continente. Los contaminantes de la tierra a menudo son
transportados a la costa, disueltos en el agua de río como partículas coloidales
suspendidas y absorbidas en sedimentos. Además, la mayor parte de la población de
América Latina vive en, o cerca de, la costa. Esta carga humana se suma a la entrada
terrestre de contaminantes en los sistemas costeros, convirtiéndolos en unos de los más
amenazados en el mundo. Aunque indudablemente los contaminantes lleguen a la costa
desde el mar abierto, las fuentes abiertas constituyen sólo una minoría en comparación
con las fuentes terrestres.
Hay varias causas a las que se les puede atribuir la degradación del ambiente, algunas
de las cuales implican la contaminación por COP:
• Aguas residuales
• Descargas industriales
• Escurrimientos agrícolas y otros (incluyendo los de la acuacultura)
• Minería
• Derrames costeros de petróleo (e.g. del manejo voluminoso de petróleo en las
instalaciones del puerto)
• Metales pesados
• Aquellos ocasionados por actividades agrícolas (principalmente los plaguicidas
y el exceso de nutrientes)
• Descargas terrestres industriales hacia los ríos
25
Una vez en el ambiente marino, existen varios destinos para estos compuestos. Pueden
ser metabolizados por la biota residente y removidos por este proceso, pueden ser
degradados por los microorganismos, acumulados en los tejidos, volatilizados a la
atmósfera, oxidados por la luz del sol o sumergidos hasta el fondo y ser absorbidos por
los sedimentos o material particulado (McMillin & Means, 1996). En un estudio del Río
Mississippi y del Golfo de México (McMillin & Means,1996) se concluyó que las
mayores concentraciones de todos los herbicidas analizados fueron en sitios muy
cercanos a la costa y que las concentraciones disminuían al aumentar la distancia entre
la costa y las aguas profundas. La presencia de herbicidas en concentraciones
detectables representa un continuo transporte de grandes cantidades de materias de los
sistemas fluviales al océano, y el pequeño número de compuestos usualmente
analizados representa sólo una fracción del total de los resultados de los metabolitos y
de la degradación de los compuestos aplicados con efectos negativos potenciales en los
sistemas acuáticos (McMillin & Means, 1996).
Ha habido una cantidad considerable de investigación científica en las áreas costeras del
Golfo de México (EUA y México) y de la contaminación ambiental de la costa Pacífico
de México. Desafortunadamente, la documentación de los sistemas costeros en otros
estados litorales de América Latina es, en el mejor de los casos, desigual, y en el peor
de los casos, no existente. Consecuentemente, es este análisis de COP en las regiones
costeras de América Latina, difícilmente se mencionan varios países. Esto no significa
que no haya contaminación en estas costas. De hecho, es probable que lo opuesto sea
cierto debido a que la investigación científica es costosa y las naciones más pobres
están generalmente más preocupadas en alcanzar paridad económica con sus vecinos
más ricos que en los caros controles ambientales.
4.1 Lagunas, aguas y sedimentos costeros
La contaminación del ambiente costero y marino, particularmente el de sedimentos, es
una preocupación creciente en muchas áreas costeras de América Latina. Los
sedimentos pueden actuar como una represa para diversos contaminantes, incluyendo
los COP, aún cuando el agua que los cubra cumpla con los criterios apropiados de
calidad del agua. Mientras que estos tóxicos se filtran a través de la columna de agua, o
son ingeridos por los organismos que habitan los sedimentos, pueden movilizarse en la
cadena alimenticia e impactar la biota en cualquier nivel de la cadena trófica (Lewis et
al. , 2000).
Los efluentes agrícolas, industriales y domésticos pueden ser los responsables del
impacto a los sedimentos en las áreas cercanas a la costa. Esto es de interés particular si
consideramos que pocos controles ambientales, o plantas de tratamiento, existen en
América Latina, donde el 98% del agua de desecho es descargada sin tratarse.
Esta sección discute la contaminación por COP del ambiente costero en diferentes
países y áreas de América Latina. La mayor parte de la información se encontraba
disponible para México y el Golfo de México.
4.1.1
México:
México tiene una de las más grandes costas de todos los países de América Latina, con
9,330 km. Tanto la costa del Pacífico como la del Golfo tienen una variedad de
ecosistemas de humedales, particularmente lagunas costeras que son el hogar de una
26
gran variedad de organismos (Fig 1). En los años recientes, el cultivo de camarón,
principalmente para exportación, se ha establecido poniendo mayor presión ambiental
en estos amenazados sistemas.
Los humedales de las lagunas el noroeste de México son una importante área para la
fauna que contiene muchos tipos de hábitat, incluyendo los pantanos de mangle, salinas,
pozas intermareales, lagunas de agua salobre, agua fresca y sistemas de agua de mar.
Estos hábitats tienen una rica y compleja de red de alimento y ya hay evidencia de que
está siendo alterado por la actividad antropogénica, al ser los manglares cortados y los
cuerpos de agua salobre 'reclamados' para la agricultura (Páez-Osuna et al, 1998).
Los ecosistemas costeros del noroeste de México están siendo fuertemente impactados
por la contaminación agrícola. En los ríos de los valles cercanos hay 2 millones de
hectáreas (ha) de tierra agrícola irrigada. Los escurrimientos agrícolas a estos ríos se
drenan eventualmente en un sistema de lagunas costeras. Las lagunas mismas bordean
un área cerrada del océano, el Golfo de California, zona que se extiende entre la tierra
firme de México y Baja California, la cual es un gran territorio para la reproducción de
la ballena jorobada (Fig XX).
Figura XX: Sitios de acuacultura costera en México, indicando las áreas amenazadas
por la contaminación (Páez-Osuna et al. 1998).
4.1.1.1 DDT
Para los sedimentos, los niveles totales de DDT cercanos a 100 ppb o más pueden ser
considerados comparativamente altos. Desde 1991, el DDT usado en México ha sido
permitido sólo para las campañas de salud pública. No obstante, se continuó detectando
el compuesto en varios medios naturales. Los niveles detectados en los sedimentos en
varios estudios en México no han encontrado concentraciones especialmente altas,
27
aunque hay excepciones. Se ha detectado DDT en sedimentos de lagunas al noroeste de
México (Tabla 1) (Albert, 1996). En la laguna de Términos, se detectaron hasta 17.67
ng g-1 (ppb) de DDE. Este es uno de los más altos valores reportados para un
compuesto de DDT en el noroeste de México, aunque en el sistema cercano de lagunas
Huizache-Caimanero se encontraron 16.4 ng g-1 (ppb) de DDT (Tabla 1).
Un estudio de COP en los sedimentos de un sistema de lagunas que drena al Golfo de
México, reportó que el DDT era el plaguicida organoclorado más abundante (2.24 ppb)
(Tabla 1) (Albert, 1996). Desafortunadamente, no se encontraron estas bajas
concentraciones de residuos en forma consistente. Cerca de la estación nucleoeléctrica
de Laguna Verde, un área donde se ha usado el DDT para el control de vectores, se
detectó DDT en los sedimentos de la laguna en concentraciones de hasta 16,600 ppb.
El DDT fue el contaminante que se encontró en mayores concentraciones (Albert,
1996). Este es el valor más alto reportado para el DDT en la documentación de
contaminantes persistentes en los sedimentos de América Latina.
Tabla 1: Concentraciones e intervalos de concentraciones de DDT y sus metabolitos en
el sedimento de áreas costeras de América Latina (ppb)
PAÍS
Argentina
El Salvador
México
Nicaragua
EUA
ÁREA
Rio de la Plata
Acajutla
Laguna de Términos
Río Palizada
Laguna de Términos
Bahía de Chetumal
Laguna Huizache-Caimanero
Yávaros
Laguna del Carmen
Laguna Machona
Laguna Alvarado
Laguna Verde
Laguna Estero Real
Laguna Estero Padre Ramos
Laguna San Juan del Sur
Esteros Naranjo-Pasao Caballos
Norte del Golfo de México
Norte del Golfo de México
Norte del Golfo de México
Norte del Golfo de México
Norte del Golfo de México
DDD
DDE
DDT
50.6-100
19.3-21.2
6-49
5-99
5-49
0-0.55
0-17.67
0.45-0.55 0.24-17.67
0.15
1.47
0.26
1.47
1.78
2.24
16,600
0.33-0.50
4.9-7.7
0.098-0.24
0.06-0.20
0.39-3.8
0.06-0.11
0.21-2.6
1.4-6.2
0.093-28.8 0.41-220
1-17
1-32
0.68-1.2
0.15-32.2
1-18
0.64
2.1
1.1
1.47
17.7
3.71
5.97
Total
Referencia
Colombo et al 1995
Michel & Zengel 1998
Paez-Osuna et al 1998
0.37-1.45 Gold-Bouchot et al 1995
Gold-Bouchot et al 1993
1.43
Norena-Barroso et al 1998
16.4
Albert 1996
7.62
Albert 1996
Albert 1996
Albert 1996
Albert 1996
Albert 1996
5.94-8.76 Carvalho et al 1999
0.61-4.28 Carvalho et al 1999
2.4-11.45 Carvalho et al 1999
0.71-270.5 Carvalho et al 1999
1-44
Macauley et al 1999
McMillin & Means 1996
6.19
Wade et al 1988
6.18
Sericano et al 1990
32
Sericano et al 1990
100
0-76
4.1.1.2 Otros Plaguicidas Organoclorados
Un estudio en el sistema de lagunas Huizache-Caimanero en el noroeste de México
(costa Pacífico), encontró que el éxito en la disminución de la acuacultura de camarón
puede deberse a la creciente contaminación del sistema a causa de los COP llevados ahí
desde las arrastres de sitios municipales y tierras agrícolas (Galindo et al., 1997). Se han
detectado varios plaguicidas organoclorados es estos sistemas de lagunas. Las
concentraciones más altas fueron para el aldrin (9.02 ppb) en la laguna de Términos y
un total de isómeros del HCH (10.45 ppb) en la laguna Yávaros (Tabla 2) (Albert, 1996;
Galindo et al., 1997).
28
En el estado mexicano de Chiapas, en la costa Pacífico, se encontró aldrin en
concentraciones de hasta 150.71 ppb en los sedimentos de lagunas (Tabla 2). También
se encontraron heptacloro y su epóxido. El heptacloro fue muy utilizado en los cultivos
de algodón en esta región, aunque la creciente resistencia de las plagas al compuesto
llevó a una eliminación del cultivo de algodón para 1986. El registro del heptacloro fue
revocado en México en 1991. La continua presencia de compuestos del tipo heptacloro
en los sedimentos de los lagos, sugiere un uso continuo de éste a pesar de los esfuerzos
legislativos para limitar su uso, un tema de particular interés en los cultivos de consumo
doméstico donde a los agricultores se les impone una muy pobre regulación de
plaguicidas. (Albert, 1996).
Como resultado de una fuga en las regiones agrícolas cercanas, se han encontrado
residuos de clordano, lindano, aldrin y dieldrin en los sedimentos y agua de varias
lagunas costeras en Sinaloa, en la costa Pacífico de México. Parece que las
concentraciones son lo suficientemente altas como para afectar la respiración del
camarón y aumentar el estrés en la biota bentónica (Tabla 3) (Reyes et al., 1996).
En la costa del Golfo, en el sistema de lagunas Candelaria-Palau las concentraciones
más altas fueron de sulfato de endosulfán y endrin (260.72 ng g-1), pero los
contaminantes persistentes organoclorados más frecuentemente encontrados fueron el
heptacloro epóxido, α-HCH y γ-HCH. En el sistema de Palizada del Este, los COP más
frecuentemente encontrados fueron el β-HCH y el heptacloro y las concentraciones más
altas fueron de endrin (7.82 ng g-1) (Tabla 2) y endrin aldehído (Albert, 1996). Como
con el DDT, el endrin ha sido prohibido en México desde 1991. El uso del endosulfán
fue restringido en 1991 (aunque después reapareció en la lista de plaguicidas
registrados) (Albert, 1996).
Un estudio realizado en los sedimentos de lagunas costeras cerca de la estación
nucleoeléctrica Laguna Verde (también en la costa del Golfo de México), encontró más
frecuentemente al α-HCH y aldrin en las muestras tomadas (Albert, 1996). El
heptacloro y su epóxido también fueron detectados frecuentemente (Albert, 1996).
29
Tabla 2. Concentraciones e intervalo de concentraciones de plaguicidas organoclorados y PCB en sedimentos de áreas costeras de América
Latina (ng g-1)
PCB
Toxafeno
Oxiclordano
Trans-nonaclor
Cis-nonaclor
Mirex
Total- heptacloro
Heptacloro epóxido
Heptacloro
HCB
Endrin
Endosulfán
Dieldrin
Total-clordano
Gamma-clordano
Alfa-clordano
Total-HCH
Brasil
Lindano
Río de la Plata
δ-HCH
Argentina
β-HCH
ÁREA
α-HCH
Aldrin
PAÍS
Referencia
0.05-54.2
Mapele
1.90
6.38
Madre Deus
Tavares 1999
1.84
Tavares 1999
0.11
Acupe
0.32
Muta
11.10
4.76
33
3
Colombo 1995
Tavares 1999
46.50
Tavares 1999
Michel & Zengel
400-1,137
1998
Kammerbauer &
Moncada 1998
Paez-Osuna 1998
Gold-Bouchot
1995
Gold-Bouchot
1993
Norena-Barroso
2.96
et al 1998
Albert 1996
El Salvador
Acajutla
Honduras
Valle Zamorano
México
Laguna de Términos
México
Río Palizada
México
Laguna de Términos 0.27-9.02
México
Bahía de Chetumal
México
Yavaros
México
Candelaria-Palau
México
Laguna del Carmen
0.7
0.12
0.5
0.24
6.84
2.73
5.19
0.19
Albert 1996
México
Laguna Machon
1.15
0.09
0.62
0.28
0.59
4.91
2.3
0.27
Albert 1996
México
Laguna Alvarado
Lagunas del estado
de Chiapas
2.11
0.47
1.86
0.85
2.05
7.82
3.91
0.86
Albert 1996
México
0-9.02
7
5
0-0.57
0.25
0.04-0.35
0.35-2.29
0.080.26
0.39-2.34 0.18-0.67
0.57
0.32
1.46
1.85
10.45
5.85
5.4
Albert 1996
260.72
Albert 1996
150.71
7
0.0240.071
0.0410.058
0.0060.758
0.0130.044
0.0270.066
0.013-0.593
0.0090.016
0.0040.017
0.0040.012
0.0070.017
0.0270.028
0.021-0.022
0.0070.011
0.0280.031
0.0050.006
PCB
0.004-30.33
Toxafeno
0.0850.22
Oxiclordano
Trans-nonaclor
Cis-nonaclor
Mirex
Total- heptacloro
Heptacloro epóxido
EUA
Heptacloro
EUA
HCB
EUA
Endrin
EUA
Endosulfán
EUA
Dieldrin
EUA
0.010-0.037 0.016-0.11
Total-clordano
Nicaragua
0.01
Gamma-clordano
Nicaragua
0.0090.016
Alfa-clordano
Nicaragua
Laguna Estero Padre
Ramos
Laguna San Juan del
Sur
Lagunas
Chinandega
Esteros NaranjoPasao Caballos
Norte del Golfo de
México
Norte del Golfo de
México
Golfo de México
Norte del Golfo de
México
Norte del Golfo de
México
Norte del Golfo de
México
0.014-0.022
Total-HCH
Nicaragua
0.02
Lindano
Laguna Estero Real
δ-HCH
Nicaragua
β-HCH
ÁREA
α-HCH
Aldrin
PAÍS
Referencia
Carvalho et al
1999
Carvalho et al
1999
Carvalho et al
1999
Carvalho et al
1999
Carvalho et al
1999
6.2-9.3
2.4-2.7
1.23
0.0040.083
0-1
0.004-0.21 0.006-0.17
0-3
<1-2
0.015-1.0
<1-1
0-3
0.049-53.7
<1-6
0-3
0-5
0-3
3.00
3.10
0.03
0.46
0.0040.0130.026-2.9 0.006-1.1
65.4
0.11
0-7
0-23
0-<1
0.014-2.0
0-12
0-3
0-3
0-3
13-800
0-3
0.00
1-299
McMillin 1996
0.28
0.25
0.04
0.06
33.70
Lewis et al 2000
9.84
Wade et al 1988
0.03
0.05
0.26
0.26
0.11
0.04
0.04
0.07
0.21
4.2
0.08
0.07
1.18
0.36
0.25
0.05
0.08
0.18
0.8
5.4
8
Macauley 1999
Sericano et al
1990
Sericano et al
1990
Tabla 3: Concentraciones e intervalos de concentraciones de DDT y sus metabolitos
encontrados en peces y crustáceos en América Latina (ppb). Los valores están en
peso húmedo, a menos que se especifique lo contrario.
DDT
Global
Especies
DDE
DDD
PAÍS
5,90015,500
3,70012,100
26,40042,900
34.43
122.38
62.75
Lanfranchi et al 1998
17.05
42.24
14
Lanfranchi et al 1998
0.66
2.11
0.48
Lanfranchi et al 1998
15.07
48.02
10.88
Lanfranchi et al 1998
9.69
20.77
6.08
Lanfranchi et al 1998
12.99
44.26
9.99
Lanfranchi et al 1998
Argentina (Río de la Plata) Almeja Asiática (lípido)
Pez graznador (Micropogonias furnieri) lípidos de
gónadas hembra
Pez graznador (Micropogonias furnieri) lípidos en
gónadas macho
Pez graznador (Micropogonias furnieri) grasa
subcutánea, hembra
Pez graznador (Micropogonias furnieri) grasa subcutánea
macho
Pez graznador (Micropogonias furnieri) lípidos hepáticos
hembra
Pez graznador (Micropogonias furnieri) lípidos hepáticos
macho
Almeja Asiática
48.2-100 19.3-21.2
(Hudson) Bivalvos
Brasil
Chile
Almejas
Referencia
Colombo et al 1995
100
Sericano et al 1995
210
Sericano 1995
Tavares 1999
0.2-44
(Fortaleza) Bivalvos
130
Sericano et al 1995
(Recife) Bivalvos
120
Sericano et al 1995
(Valparaiso) Bivalvos
140
Sericano et al 1995
(Guayacil) Bivalvos
160
Sericano et al 1995
Ecuador
El Salvador
Ostras
Golfo de México
Pez (Seriola dumerili)
457
49
6
Giam 1978
Cangrejo Azul (Callinectes sapidus rathpun)
6-11
1
Giam 1978
Madusa
Bivalvos
26-589
Michel & Zengel 1998
26-99
180
Sericano 1990(a)
0.1
<0.1
Giam 1978
Bagre (Galeichthys felis)
7
3
Giam 1978
Bagre (Galeichthys felis)
3
0.3
Giam 1978
Bagre (Galeichthys felis)
8
0.5
Giam 1978
Bagre (Galeichthys felis)
8
0.5
Giam 1978
Bagre (Galeichthys felis)
7
<0.1
Almejas
Cangrejo
Giam 1978
20
Kennicut 1988
16
Kennicut 1988
Pez (Micropogon undulatus)
6
<0.1
Giam 1978
Pez (Micropogon undulatus)
7
3
Giam 1978
Pez (Pogonias cromis)
8
<0.1
Giam 1978
Anguila (Anguilla sp)
5
2
Giam 1978
18.2
Kennicut 1988
Peces y camarón
62
Kennicut 1988
Peces y camarón
10
Kennicut 1988
Peces, cangrejo y ostra
49
Kennicut 1988
Mero
19
Kennicut 1988
10
Kennicut 1988
Peces
Peces mesopelágicos
Anguila morena (Muraena sp)
11
Giam 1978
<0.1
Ostra
15
Kennicut 1988
Ostra
25
Kennicut 1988
Plancton
7
Kennicut 1988
Plancton
1
Kennicut 1988
Pámpano (Trachinotus carolinus)
4
9
0.4
Giam 1978
DDT
Golfo de México
Pez (Equetus lanceolatus)
18
6
Giam 1978
Trucha (Cynoscion nothus)
2
<0.1
Trucha (Cynoscion nothus)
2
<0.1
Trucha (Cynoscion nothus)
2
1
Giam 1978
Giam 1978
Giam 1978
Trucha (Cynoscion nothus)
2
0.7
Giam 1978
37-83
<0.1-50
Tiburón (Carcharinus falciformis)
Camarón
Global
Especies
DDE
DDD
PAÍS
Giam 1978
2
Camarón (Squilla empusa)
8
Referencia
Kennicut 1988
1
Giam 1978
7
<0.1
Giam 1978
Pez espada (Chaetodipterus faber)
7-14
0.1-1.0
Giam 1978
Pez espada (Chaetodipterus faber)
5
5
Giam 1978
Estrella de mar (Luidia clathrata)
5
4
Giam 1978
Raya (Raja texana)
Raya (Sasytis sabina)
Trucha (Cynoscion nebulosus)
Honduras (Zamorano)
Mejillón
México
Ostra (Crassostrea corteziensis)
Giam 1978
0.3
4
Giam 1978
Kammerbauer
Moncada 1998
Paez-Osuna 1998
0.5
43
<2.5
18-22
&
Paez-Osuna 1998
Ostra (Cassostrea corteziensis)
Almeja
Paez-Osuna 1998
300
Almeja
Gold-Bouchot 1993
16.8
Mejillón
1.44
Mejillón
Ostra
0.39
Ostra
1.85
Ostra
1.28
Gold-Bouchot 1993
1.49
8.77
(Río Blanco) Oreochromis niloticus (lípido)
Gold-Bouchot 1995
Paez-Osuna 1998
1.55
(Oeste) Melaniris balsanus
Gold-Bouchot 1995
Gold-Bouchot 1993
Ostra
Ostra (Crassostrea virginica)
Gold-Bouchot 1995
Gold-Bouchot 1993
4.09
Albert 1996
2.63
Albert 1996
135,800 1,947,170
Callenectus sp. (lípido)
Albert 1996
732,210
Penaeus sp.(lípido)
205,510 1,383,300
Albert 1996
Carpa (Cyprinus carpio)
1,723.4
5.6
Albert 1996
3,687.4
38.3
Camarón
0.25
Tilapia sp.
Gold-Bouchot 1995
Albert 1996
(Tampico) Mejillón
100
Sericano et al. 1990(a)
(Laguna del Ostión) Mejillón
170
Sericano et al 1990(a)
(Puerto Madero) Mejillón
130
Sericano et al 1990(a)
(Bahía Ventosa) Mejillón
180
(Laguna Alvarado) Ostra (Crassostrea virginica)
Sericano et al. 1990(a)
Albert 1996
1.64
(Baja California) Ostra (Crassostrea gigas)
15.5
Albert 1996
(Baja California) Ostra (Crassostrea gigas)
12.1
Albert 1996
(Baja California) Ostra (Crassostrea gigas)
15.6
Albert 1996
(Baja California) Ostra (Crassostrea gigas)
21.5
Albert 1996
(Baja California) Ostra (Crassostrea gigas)
47.7
Albert 1996
(Baja California) Ostra (Crassostrea gigas)
45.9
Albert 1996
(Baja California) Mejillón (Mytilus californianus)
6.46
(Laguna del Carmen) Ostra (Crassostrea virginica)
1.78
(Laguna Machona) Ostra (Crassostrea virginica)
5.6
10
Albert 1996
Albert 1996
4.17
Albert 1996
Global
(Mazatlán, Sinaloa) Crassostrea corteziens
Nicaragua
Bivalvos
(Isla de Aserradores)
EUA
(Alabama) Mejillón
(Bahía Choctachobee) Mejillón
DDT
Especies
DDE
DDD
PAÍS
Referencia
Albert 1996
22
(Bahía de St Andrew’s) Mejillón
200
Sericano et al 1995
160
960
Sericano et al 1995
Sericano et al 1995
150
Sericano et al 1995
(Norte del Golfo de México) Bagre
0-15
Macauley 1999
(Norte del Golfo de México) Pez (Micropogon undulatus)
0-11
Macauley 1999
(Norte del Golfo de México) Bagre
(Norte del Golfo de México) Ostra
(Norte del Golfo de México) Ostra
18
17.7
1.8
45
McCain et al 1996
Wade et al 1988
Sericano et al 1990(a)
(Norte del Golfo de México) Ostra
25
29
1.5
68
Sericano et al 1990(a)
(Norte del Golfo de México) Ostra
27
26
2.1
68
Sericano et al 1990(a)
(Norte del Golfo de México) Ostra
29
31
2.5
80
Sericano et al 1990(a)
(Norte del Golfo de México) Ostra
2.13
17.3
1.77
25
29.4
1.49
<1.4-<2.5
18-22
14-400
44
(Norte del Golfo de México) Ostra
(Norte del Golfo de México) Ostra (Crassostrea corteziensis)
(Norte del Golfo de México) Camarón
Venezuela
Ostión (Isognomon alatus)
(Parque Nacional Morrocoy)
Sericano et al 1990(b)
Sericano et al 1990(b)
Sericano et al 1995
0-1
<0.32<0.4-<1.2 0.52-2.2
<1.1
Macauley 1999
Jaffe et al 1998
4.1.1.3 PCB
En la documentación sólo se encontró un valor reportado para los residuos de PCB en
sedimentos. Los sedimentos en la Bahía de Chetumal, en la costa del Golfo de
México, fueron analizados y se les encontró 2.96 ppb de PCB (Tabla 2) (NorenaBarroso et al, 1998).
4.1.2 Golfo de México
El Golfo de México y el Mar Caribe están bordeados por varios países, además de
México. La entrada de plaguicidas y otros contaminantes al Golfo de México, está
muy influenciada por las descargas provenientes de fuentes terrestres en
Norteamérica. El Río Mississippi descarga en este cuerpo de agua escurrimientos
agrícolas. Así, los plaguicidas del río Mississippi son una fuente de preocupación al
considerar el bienestar del Golfo (McMillin & Means, 1996). También recibe
aproximadamente 3,700 descargas de agua de desecho provenientes sólo de EUA. Se
piensa que es significativo el impacto de estas descargas en la condición de los
sedimentos y su biota (Lewis et al. , 2000). Los estuarios, particularmente aquellos de
los ríos que drenan grandes cuencas, como la del Mississippi (EUA) y el de la Plata
(Argentina), son a menudo las áreas más contaminadas de cualquier litoral.
En un estudio emprendido como parte del programa de biomonitoreo de
contaminantes "Vigilancia del Mejillón", se examinaron sedimentos de áreas costeras
no contaminadas al norte del Golfo de México. Se encontró que los sedimentos
contenían generalmente niveles bajos de plaguicidas clorados, estando la mayoría bajo
los límites de detección. Aunque el uso de plaguicidas clorados ha sido muy
restringido en los Estados Unidos, hay reportes de que su uso continúa (ilegalmente)
en Louisiana (McMillin & Means, 1996).
11
4.1.2.1 DDT
El total de las concentraciones de sedimentos en la parte norte del Golfo de México
excedieron las 1,600 ppb en cerca del 12% de las muestras, según McMillin & Means
(1996). Macauley et al. (1999) encontró residuos de compuestos tipo DDT en los
sedimentos, alcanzando 44 ppb como el valor individual más alto para este compuesto
encontrado en su estudio, aunque otros investigadores (Wade et al., 1998) encontraron
hasta 454 ppb de DDT en sedimentos de la misma área.
4.1.2.2 Otros Plaguicidas Organoclorados
Las concentraciones de dieldrin excedieron los 0.02 ppb en 43% de las muestras de
sedimentos tomadas del norte del Golfo de México, y el endrin excedió este valor en
23% de las muestras (McMillin & Means, 1996). La concentración total de clordano
y sus metabolitos fue 3 órdenes de magnitud superior y excedió 500 ppb en 4% de los
sedimentos analizados en el norte del Golfo de México.Aunque se calcula que menos
del 2% de atrazina aplicado a la tierra agrícola en la cuenca del río Mississippi será
eventualmente descargado al mar, se estimó que las cargas de las corrientes cerca de
la costa de EUA del Golfo eran de 2,000 kg día-1 en 1989. En 1993 se reportó que el
transporte masivo de atrazina alcanzó los 7,110 kg día-1. Durante las inundaciones de
verano de 1993, se estimó un 80% de aumento para las descargas con respecto a 1991
(McMillin & Means, 1996). Esto es de particular interés, pues la fitotoxicidad de la
atrazina reportada en plantas vasculares acuáticas se presenta en concentraciones de 5
ppb en la región (McMillin & Means, 1996).
4.1.2.3 PCB
Los PCB de la costa de EUA en el Golfo, se situaron en un intervalo de 5-50 ppb,
aunque algunos sitios mostraron valores individuales más altos. Se encontraron PCB
en una muestra a una concentración de 189 ppb (Wade et al. , 1988). Estas
concentraciones eran similares a las reportadas en otro estudio de Sericano et al.
(1990b). Los valores individuales más altos (299 ppb) fueron reportados por
Macauley et al (1999) en la costa de EUA en el Golfo (Tabla 2).
4 . 1 . 3Nicaragua
Nicaragua tiene un litoral que suma 910 km frente al Océano Pacífico y el Mar
Caribe. Una gran franja de humedales pantanosos, conocida como la Costa
Mosquitos, está frente al Mar Caribe. La gran mayoría de las ganancias por
intercambios con el extranjero vienen de la exportación de su producción agrícola,
incluyendo café, azúcar, algodón, plátano y mariscos.
Nicaragua ha sido reportada como uno de los mayores importadores y usuarios de
plaguicidas en América Central. El DDT, lindano, dieldrin y toxafeno han sido
ampliamente usados por los agricultores y para el control de vectores (Carvalho et al.,
1999). La costa Pacífico de Nicaragua tiene muchas lagunas costeras, cuerpos de agua
semicerrados en los cuales el transporte de los COP puede ser lento. El intenso uso de
plaguicidas, particularmente para el cultivo de algodón, ha llevado a la degradación de
estos cuerpos de agua costeros (Carvalho et al. , 1999).
12
4.1.3.1 DDT
Se encontraron altos niveles de compuestos tipo DDT (270 ppb) en los sedimentos de
la laguna costera Estero Naranjo-Pasao Caballos en la región de Chinandega en la
costa Pacífico, un área donde ha habido un amplio uso de plaguicidas para la
producción de algodón durante muchos años (Carvalho et al. , 1999). Las
concentraciones totales de compuestos tipo DDT medidas en el sistema de lagunas
Naranjo-P. Caballos son mucho más altos que las concentraciones reportadas para
otras lagunas en el área (4.28-11.45 ppb), donde se piensa que la contaminación está a
un nivel de segundo plano, probablemente proveniente de la deposición aérea en vez
de la aplicación local. Estos valores están en mismo intervalo que para aquellos
ambientes similares en el continente Americano (Tabla 1) donde usualmente los
residuos en el sedimento se encuentran en un intervalo de concentración de 0-50 ppb
(Carvalho et al. , 1999).
4.1.3.2 Otros Plaguicidas Organoclorados
Los sedimentos de lagunas de la costa Pacífico de Nicaragua mostraron la presencia
de una amplia variedad de contaminantes, incluyendo HCB, α-HCH, β-HCH, lindano,
heptacloro, aldrin, dieldrin, endosulfán, clordano y toxafeno, así como PCB (Tabla 2).
Como con el DDT, las concentraciones más elevadas de otros plaguicidas
organoclorados se encontraron en el sistema de lagunas del distrito de Chinandega,
donde toxafeno se encontró en 9 de 13 muestras tomadas y alcanzó una concentración
con un máximo de 1,420 ppb en una sóla muestra, con un valor promedio de 800 ppb.
(Tabla 2) (Carvalho et al., 1999). Hasta principios de los años 90, cuando la
producción local de toxafeno fue discontinuada y su uso disminuyó gradualmente, se
había reportado para la aplicación de toxafeno una estimación tan alta como 31 kg ha1
. En el sistema de la laguna Chinandega, los residuos de endosulfán (hasta 1.23 ppb)
eran más altos que en las otras lagunas en investigación. El uso del endosulfán en
Nicaragua es relativamente reciente, y ha sido expandido para el control de plagas en
el café, vegetales y cultivos de leguminosas (Carvalho et al. , 1999).
4 . 1 . 4El Salvador
El Salvador tiene acceso a la costa solamente en el Pacífico, en el Istmo de América
Central y tiene un litoral, relativamente pequeño (307 Km), comparado con otros
países de Latinoamérica. Como con la mayoría de los países centroamericanos, las
exportaciones consisten mucho en productos agrícolas y esto genera la mayoría del
intercambio con el extranjero. También hay varias lagunas costeras y humedales,
donde se practica la acuacultura del camarón. Sin embargo, hay escasez en la
información de los niveles de COP en los ecosistemas costeros y sólo se encontró un
reporte sobre los contaminantes ambientales.
4.1.4.1 Plaguicidas DDT
Se encontraron niveles de DDD (49 ppb), DDE (99 ppb) y DDT (49 ppb) en un
estuario cerca del pueblo de Acajutla. La concentración de compuestos tipo DDT (76
ppb) era bastante elevada.
4.1.4.2 PCB
Dos muestras de sedimento tomadas cerca de Acajutla junto a la frontera con
Guatemala, habían acumulado concentraciones de PCB (1,137 ppb) un orden de
13
magnitud mayor que muestras similares de California. Esto representa los valores
individuales más altos para PCB en sedimentos reportados en la documentación de
América Latina. Tales concentraciones de PCB son de interés ambiental dado el
potencial de toxicidad de estos compuestos (Michel & Zengel, 1998).
4 . 1 . 5Brasil
Brasil es el país más grande en América Latina y tiene una costa de 7,491 km a lo
largo del Atlántico Sur desde su frontera con la Guyana Francesa en el norte hasta
Uruguay en el sur. Hay una cantidad considerable de industria pesada, y cuarenta
puertos de aguas profundas en la costa Brasileña, así como contaminación ambiental,
particularmente en ciudades costeras como São Paulo, la segunda conurbación más
grande del mundo (17 millones de habitantes), lo cual representa una creciente
preocupación. Es sorprendente, por lo tanto, que sólo se hayan encontrado dos
reportes considerables sobre los COP en ecosistemas costeros, ambos sobre la Bahía
de Todos los Santos (Todos os Santos).
Todos os Santos es la bahía más grande de la costa brasileña con una superficie de
1,100 km2. Ha habido una creciente urbanización, crecimiento industrial y
explotación de sus recursos naturales, particularmente desde los años 60. Para 1990,
aproximadamente 200 industrias surcaban la costa (Porte et al., 1990). Los recursos
naturales de la bahía están bajo una creciente presión ambiental tanto de los
contaminantes industriales como de los agrícolas.
4.1.5.1 DDT
Un estudio reciente cuantificó la presencia de plaguicidas organoclorados en
sedimentos de la Bahía Todos los Santos (Tavares et al. , 1999). El resultado de este
estudio fue particularmente interesante a la luz de la prohibición de Brasil para los
insecticidas organoclorados en 1985, (aunque hay excepciones para el control de
vectores) debido a que se investigó la proporción de DDT/DDE en un intento de
descubrir el tiempo de aplicación del compuesto. De los compuestos analizados, el
DDT y sus metabolitos (Tavares et al., 1999) fueron encontrados en las más altas
concentraciones tanto en moluscos como en sedimentos (Tablas 1 y 3).
Las concentraciones de DDT y DDE reportadas en los sedimentos recolectados en
Todos os Santos en 1994/5, aumentaron 15 veces en promedio desde su primer
muestreo tomado en 1985. La distribución espacial de DDT/DDE como la describe
Tavares et al. (1999) muestra que el DDT estuvo presente en algunas muestras de
sedimentos, particularmente en la parte este de la bahía cerca de un centro industrial;
en la parte noroeste cerca de una plantación de caña de azúcar y una industria
productora de pulpa para papel; y en el suroeste, donde se cultiva la palma de aceite.
Aquí, el p,p’-DDT alcanzó concentraciones de hasta 22 ppb. En Mutá se encontraron
concentraciones de p,p’-DDT de 34 ppb. Usando la proporción de DDT/DDE, los
autores calcularon que el DDT usado tuvo lugar muchas veces después de 1990, a
pesar de la prohibición en su uso. Sugirieron que los químicos pueden obtenerse de
viejos almacenes del gobierno o a través del contrabando, ambos procesos son bien
conocidos en Brasil, donde el cumplimiento de la ley en estos asuntos puede
descuidarse (Tavares et al., 1999).
14
4.1.5.2 Plaguicidas Organoclorados
En el mismo estudio en Todos os Santos se analizaron otros compuestos
organoclorados. En algunos sitios se encontraron concentraciones significativas de
endrin y dieldrin en los sedimentos. También se encontró lindano en sedimentos de
varios sitios aunque las concentraciones fueron bajas. Las más altas concentraciones
de todos los organoclorados estudiados se encontraron en los sedimentos del área de
Mutá, cerca de una plantación de palma de aceite (Tabla 2) (Tavares et al., 1999).
4.2 Biota Costera
Los efectos perjudiciales de los plaguicidas en la biota, están bien documentados y
pueden resultar en un éxito reproductivo pobre de las especies marinas y costeras. Los
crustáceos y peces, en particular, parecen ser muy sensibles a la presencia de
organoclorados (Páez-Osuna et al. , 1998) y las conflictivas demandas de recursos de
agricultura y acuacultura de camarón son susceptibles a vovelverse más severas a
menos que se tomen medidas para restringir la entrada de plaguicidas a las cuencas,
particularmente cerca de la costa.
Sobre la fauna nativa de los humedales de América Latina recae la presión combinada
de estas actividades económicas conflictivas y de esta manera se ven amenazadas al
doble.
El uso de organismos ‘centinela’ es ahora un método aceptado para el monitoreo a
largo plazo de la contaminación ambiental. El programa "Vigilancia del Mejillón" usa
predominantemente mejillones (usualmente Mytilus sp.) y ostras para monitorear los
contaminantes seleccionados en ambientes costeros, pero los mejillones y las ostras
no se dan regularmente en las aguas (Porte et al. , 1990) donde otras especies de
bivalvos se utilizan para conseguir datos.
4 . 2 . 1México
Ya se ha mencionado que los sistemas de lagunas en las costas mexicanas, tanto en el
Pacífico como en el Golfo de México, son importantes para pesquería y más
recientemente para acuacultura. Las entradas de COP a estas lagunas no sólo son
preocupantes para los hábitats naturales, sino también comercialmente y con respecto
a la salud humana. Los organismos bentónicos del fondo y las especies omnívoras son
los más afectados y acumulan concentraciones significativas de COP, aunque las
especies en lo alto de la cadena alimenticia pueden estar aún en mayor riesgo a través
de la cadena trófica. Recientemente, la pesca de camarón en el estado mexicano de
Sinaloa (Fig. 1) ha experimentado un incremento (Reyes et al. , 1996) y se piensa que
las altas concentraciones de estos compuestos pueden ser los responsables. Sinaloa es
una de las áreas agrícolas predominantes en la región noroeste de México y los
plaguicidas son muy usados aquí para la protección de cultivos (Reyes et al, 1996).
4.2.1.1 Plaguicidas DDT
La presencia de compuestos de DDT en el camarón para consumo humano es
claramente una preocupación tanto para los que cultivan el camarón como para los
consumidores potenciales, particularmente a la luz de los reportes de la creciente
mortalidad del camarón en la región de Sinaloa. Las investigaciones, sin embargo, han
dado un aumento a las cantidades medibles de DDE sólo entre los compuestos DDT, y
15
esto se encontró sólo en el exoesqueleto. Los residuos alcanzaron su máximo durante
la temporada seca, cuando los residuos agrícolas están más concentrados (Albert,
1996).
Se han encontrado DDT y sus derivados en bivalvos de la costa noroeste de México
(Páez-Osuna et al. , 1998; Reyes et al. , 1996). Pero sólo se encontraron niveles bajos
de DDT (<2.5 ppb) en los organismos recolectados en los sistemas de lagunas cerca
del puerto industrial de Mazatlán (Tabla 3) (Martin & Gutierrez-Galindo, 1989).
Las concentraciones más elevadas de DDT en la biota mexicana se midieron en
Tampico (100 ppb), Laguna del Ostión (170 ppb), Puerto Madero (130 ppb) y Bahía
Ventosa (180 ppb) (Tabla 3) (Sericano et al. , 1990a).
4.2.1.2 Otros Plaguicidas Organoclorados
Se han encontrado residuos de clordano, lindano, aldrin y dieldrin en el camarón de
varias lagunas costeras en Sinaloa como resultado de una liberación de regiones
agrícolas cercanas. Estos compuestos eataban presentes en concentraciones que
podrían afectar la respiración del camarón y aumentar el estrés, y es posible que las
combinaciones de los contaminantes fueran la caussa principal de los aumentos
reportados en la mortalidad del camarón (Reyes et al. , 1996). El heptacloro y el
epóxido de heptacloro también han sido detectados en bivalvos de la costa noroeste de
México (Tabla 4) (Albert, 1996; Gold-Bouchot et al. , 1995) .
Un estudio realizado en crustáceos (Penaeus vannamei) y peces (Lutjanus
novemfasciatus) de una laguna costera en el Estado de Chiapas, México, encontró
cinco compuestos OC en el pescado (heptacloro y su epóxido, endosulfán, sulgrasao
de endosulfán y aldrin) y ninguno en los tejidos de camarón, aunque se encontraron δHCH y heptacloro en el exoesqueleto, como fue el caso con el DDT. De igual manera,
las concentraciones más altas de heptacloro en peces se encontraron durante la
temporada seca (Albert, 1996).
16
Tabla 4. Concentraciones e intervalos de concentraciones de plaguicidas organoclorados y PCB encontrados en no mamíferos en América
Latina (ng g-1)
PCB
Toxafeno
3,9007,400
Oxiclordano
2,000- 3,8007,200 7,000
TransNonaclor
Cis-Nonaclor
Mirex
Total
Heptacloro
Heptacloro
epóxido
2002,600
Heptacloro
37,70
059,10
0
HCB
Endrin
Endosulfán
Dieldrin
19,00
1,900- 3,600- 4,700- 020,200 35,300 12,400 32,90
0
1,000- 60011,500 3,700
DEHP
Total
Clordano
TransClordano
Cis-Clordano
Total HCH
Lindano
δ-HCH
Almejas asiáticas
(lípidos)
Pez graznador
(Micropogonias
furnieri) – lípidos
gónadas hembra
Pez graznador
(Micropogonias
furnieri) – lípidos
gónadas macho
Pez graznador
(Micropogonias
furnieri) – grasa
subcutánea
hembra
Pez graznador
(Micropogonias
furnieri) – grasa
subcutánea macho
Pez graznador
(Micropogonias
furnieri)- lípidos
hepáticos hembra
Pez graznador
(Micropogonias
furnieri)- lípidos
hepáticos macho
Brasil
Mejillón
Mejillón
Mejillón
El Salvador
Ostión
Pez (Seriola
Golfo de México
dumerili)
β-HCH
Argentina
Almejas asiáticas
(Rio de la Plata) (lípidos)
α-HCH
Especie
Aldrin
PAÍS
Referencia
500Colombo et al. 1995
11,600
0.01Colombo et al 1997
871.3
77.93
72.61 186.85
30.67
62.13
50.55
18.78
60.88
115.1
8
131.3
30.67
34,647
Lanfranchi et al 1998
.90
53.85
62.05
38.55
7.17
20.96
16.34
10.49
9.45
16.99
131.6
5
3.8
523.3 Lanfranchi et al 1998
0.19
0.57
0.4
1.14
0.26
0.6
0.59
0.24
0.16
0.24
0.75
0.32
0.08
472.8 Lanfranchi et al 1998
4.23
13.02
9.17
25.93
5.85
13.71
13.38
5.56
3.59
5.56
17.21
7.22
1.76
472.8 Lanfranchi et al 1998
2.3
8.83
2.06
11.2
2.98
9.83
21.59
6.54
1.39
1.95
3.49
1.69
1.6
177.6 Lanfranchi et al 1998
5.9
8.46
10.1
20.47
13.93
18.22
8.28
6.7
7.28
17.53
18.94
4.54
138.65 43.19
53.1
4,317 Lanfranchi et al 1998
0.54
0.59
Tavares et al. 1999
0.12
0.12
Tavares et al. 1999
5.27
Tavares et al. 1999
146
3
17
405
Michel & Zengel 1998
68
Giam et al. 1978
3-20
PCB
Toxafeno
Oxiclordano
TransNonaclor
Cis-Nonaclor
Mirex
Total
Heptacloro
Heptacloro
epóxido
Heptacloro
HCB
Endrin
Endosulfán
Dieldrin
DEHP
Total
Clordano
TransClordano
Cis-Clordano
Total HCH
Lindano
δ-HCH
β-HCH
Cangrejo azul
(Callinectes
sapidus rathpun)
Medusa
Bagre
(Galeichthys felis)
Bagre
(Galeichthys felis)
Bagre
(Galeichthys felis)
Bagre
(Galeichthys felis)
Bagre
(Galeichthys felis)
Almeja
Cangrejo
Pez graznador
(Micropogon
undulatus)
Pez graznador
(Micropogon
undulatus)
Drum pez
(Pogonias cromis)
Anguila (Anguilla
sp)
Pez
Pez
Pez & camarón
Pez & camarón
Pez , cangrejo &
ostión
Pez
Pez mesopelágico
Molusco & pez
Anguila morena
Golfo de México
(Muraena sp.)
Ostión
Ostión
Plancton
Plancton
α-HCH
Especie
Aldrin
PAÍS
Referencia
10-20 Giam et al. 1978
1
1
Giam et al. 1978
<1
41
Giam et al. 1978
<1
9
Giam et al. 1978
4
12
Giam et al. 1978
8
11
Giam et al. 1978
20
Giam et al. 1978
<1
2.9
Kennicut et al. 1988
2.1
Kennicut et al. 1988
<1
28
Giam et al. 1978
3
23
Giam et al. 1978
1
55
Giam et al. 1978
2
15
Giam et al. 1978
11
Kennicut et al. 1988
15.2
203
Kennicut et al. 1988
66
Kennicut et al. 1988
25
Kennicut et al. 1988
9
Kennicut et al. 1988
33
Kennicut et al. 1988
25
Kennicut et al. 1988
139
Kennicut et al. 1988
3
0.9
200
77
Giam et al. 1978
55
Kennicut et al. 1988
8.9
Kennicut et al. 1988
12
18
95
Kennicut et al. 1988
84
Kennicut et al. 1988
PCB
Toxafeno
Oxiclordano
TransNonaclor
Cis-Nonaclor
Giam 1978
4
20
Giam 1978
9
11
Giam 1978
<1
10
Giam 1978
1
6
Giam 1978
8
Giam 1978
944,300, Giam 1978
000
Kennicut 1988
1.8
11
Mirex
6
<1-2
3
Referencia
2
2
3
Total
Heptacloro
Heptacloro
epóxido
Heptacloro
HCB
Endrin
Endosulfán
Dieldrin
Ostión
(Crassostrea
corteziensis)
Ostión
(Crassostrea
corteziensis)
Almeja
DEHP
Mexico
Pez
Total
Clordano
TransClordano
Honduras
Cis-Clordano
Pámpano
(Trachinotus
carolinus)
Pez (Equetus
lanceolatus)
Trucha(Cynoscion
nothus)
Trucha(Cynoscion
nothus)
Trucha(Cynoscion
nothus)
Trucha(Cynoscion
nothus)
Tiburón(Carcharin
us falciformis)
Camarón
Camarón
(Squilla empusa)
Raya (Raja
texana)
Pez espada
(Chaetodipterus
faber)
Pez espada
(Chaetodipterus
faber)
Estrella de mar
Golfo de México
(Luidia clathrata)
Raya
(Sasytis sabina)
Trucha(Cynoscion
nebulosus)
Total HCH
Lindano
δ-HCH
β-HCH
α-HCH
Especie
Aldrin
PAÍS
8
10
Giam 1978
8
22
Giam 1978
4-20
35670
Giam 1978
2
33
Giam 1978
135
1
Giam 1978
12
10
Giam 1978
4
23
Giam 1978
10
3
197
270
Kammerbauer &
Moncada 1998
(101)
2.8- Paez-Osuna 1998
3.1
(153)
3.9- Paez-Osuna 1998
4.3
1.21
Gold-Bouchot 1993
19
111
5.32
1.97
0.63
1.04
0.17
PCB
0.29
Toxafeno
104
Oxiclordano
1.68
TransNonaclor
5.32
Cis-Nonaclor
8.23
Mirex
Total
Heptacloro
Heptacloro
epóxido
HCB
Heptacloro
Endrin
0.29
Paez-Osuna 1998
7.56
Gold-Bouchot 1995
Gold-Bouchot et al.
1993
Gold-Bouchot et al.
12.99
1993
Gold-Bouchot et al.
1993
Gold-Bouchot et al.
1993
Gold-Bouchot et al.
2.77
1993
1.25
Ostión
0.98
Ostión
5.26
0.66
Ostión
6.56
0.45
Ostión
Ostión(Crassostre
a virginica)
Camarón
Camarón
(P.vannamei; P
stylirostris)
Ostión
(Crassostrea
virginica)
Ostión
(Crassostrea
virginica)
Ostión
(Crassostrea
virginica)
Ostión
(Crassostrea
virginica)
Ostión
(Crassostrea
virginica)
Ostión
(Crassostrea
corteziens)
0.54
Pez graznador
(Micropogon
undulatus)
Bagre
23.08
Referencia
140
0.98
Mejillón
Bagre
Endosulfán
EUA (Golfo de
México, Norte)
Dieldrin
(Mazatlan,
Sinaloa)
DEHP
(Laguna
Machona)
Total
Clordano
TransClordano
(Laguna del
Carmen)
Cis-Clordano
(Laguna de
Alvarado)
Total HCH
(Laguna de
Alvarado)
Lindano
(Laguna de
Alvarado)
δ-HCH
México
β-HCH
Mejillón
(M.strigata)
Mejillón
α-HCH
Especie
Aldrin
PAÍS
56.7
12.13
5.92
8.36
0.55
Paez-Osuna et al. 1998
0.08
0.54
0.111.71
6.61
9.84
0.28
0.94
0.44
1.18
0.74
0.623.87
2.08
Gold-Bouchot et al.
1995
Paez-Osuna et al. 1998
1.22
7.95
2.91
2.17
Albert 1996
14.93
Albert 1996
17.65
Albert 1996
2.56
0.62
0.83
1.5
2.1
2.49
Albert 1996
1.61
0.97
8.78
10.61
1.71
3.24
Albert 1996
Albert 1996
0-23
0-15
0-6
0-4
0-84
0-3
0-12
0-49
0-4
0-73
0-4
0-836
0-63 Macauley et al. 1999
0-3
0-1
0-82
0-9
0-28
0-2
0-24
0-2
0-4
0-94
0-6
05325
0-95 Macauley et al. 1999
55McCain et al 1996
1,700
14-55
20
1.25
PCB
Toxafeno
Oxiclordano
TransNonaclor
Cis-Nonaclor
2.96
Mirex
Total
Heptacloro
Heptacloro
epóxido
8.44
Heptacloro
HCB
Endrin
Endosulfán
20.7
Dieldrin
0.98
DEHP
Total
Clordano
TransClordano
Ostión
(Isognomon
alatus)
Cis-Clordano
Camarón
Total HCH
EUA (Norte,
Golfo de
México)
Venezuela
(Parque Nacional
Morrocoy)
Lindano
Ostión
Ostión
Ostión
Ostión
Ostión
Ostión
Ostión
Ostión
Ostión
Ostión
Ostión
δ-HCH
Ostión
β-HCH
EUA (Norte,
Golfo de
México)
α-HCH
Especie
Aldrin
PAÍS
Referencia
172
Wade et al 1988
10.9
24.1
0.51
2.71
10
Sericano et al 1993
14.1
29.5
0.54
3.3
11.6
Sericano et al 1993
9.76
21.7
0.49
2.44
8.98
Sericano et al 1993
7
16.3
0.78
1.25
7.29
Sericano et al 1993
5.81
15.3
1.34
2.63
5.55
Sericano et al 1993
11.4
25.4
0.58
2.95
10.5
Sericano et al 1993
10.2
24.2
0.74
1.5
11.8
Sericano et al 1993
7.74
19.4
1.36
2.57
7.72
Sericano et al 1993
0.28
1.04
10.9
8.64
0.32
0.51
2.71
1.4
10
173
Sericano et al 1990(b)
0.34
1.74
14.1
6.08
0.36
0.54
3.3
1.38
11.6
134
100630
Sericano et al 1990(b)
0-5
0-0
0-4
0-2
0-2
0-3
<0.13- <0.22<0.45 <0.74
0-13
0-8
0-4
0-45
0-1
<0.21- <0.12- <0.25<0.72 <0.40 <0.83
21
0-0
Sericano et al 1995
0-15 Macauley 1999
1.8-12 Jaffe et al 1998
4.2.1.3
PCB
Se han detectado PCB en la biota de lagunas de Sinaloa (Albert, 1996) y en otras orillas
de costa Pacífico de México, niveles bajos de PCB (3-4 ppb) se encontraron en bivalvos
de un estuario cerca de Mazatlán (Martin & Gutierrez-Galindo, 1989). La ciudad tiene
una creciente población que ha alcanzado cerca del medio millón a principios de los
años 90 y está localizada en la cuenca de un estuario. El estuario mismo tiene menos de
1 km de ancho y una longitud de aproximadamente 15 km. La mayoría de sus entradas
de agua fresca las recibe de desagües urbanos y agrícolas (Martin & Gutierrez-Galindo,
1989). Mazatlán tiene varias industrias, pero relativamente pocos plaguicidas
organoclorados o PCB se han encontrado en los organismos reunidos que ahí habitan
(Martin & Gutierrez-Galindo, 1989).
Las ostras de la Laguna Madre tienen niveles significativamente elevados de PCB
cuando se les compara con otros sitios en América Latina (110 ppb) (Sericano et al
1995).
4.2.2 Golfo de México y Mar Caribe
El Golfo de México está bordeado por dos naciones de la plataforma continental, los
EUA en el norte y México en el oeste. Al sur de éste se localiza el mar Caribe, a lo
largo de la costa en la que se encuentra Belice, Honduras, Nicaragua, Costa Rica,
Panamá, Colombia y Venezuela. Sin embargo, como con la documentación de
sedimentos, la mayor parte de la investigación parece haber tenido lugar en costas de
los EUA y México, con poca de información sobre los residuos en la biota de las otras
naciones litorales bordeando el Mar Caribe.
Varios sestudios de residuos de plaguicidas organoclorados en peces y crustáceos han
tenido lugar en la costa Golfo de los EUA. Generalmente, los residuos reportados
fueron insignificantes en la mayoría de las áreas. Pero donde hay industria, e.g. Tampa
Bay, o cerca del delta del Mississippi, no es el caso, y se han detectado elevadas
concentraciones de COP. Los científicos continúan expresando su preocupación por el
bienestar de los ecosistemas acuáticos en el Golfo de México a pesar de los controles
legislativos en la liberación de tóxicos al ambiente (McMillin et al. , 1996; Giam et al
1978).
Las concentraciones de contaminantes en peces y crustáceos del norte del Golfo de
México (Tablas 3 y 4) se reportaron como bajas para todos los plaguicidas examinados
(McMillin & Means, 1996). La persistencia de estos compuestos y sus conocidos
efectos cancerígenos y reproductivos, sin embargo, engendran una preocupación
continua por el bienestar de los ecosistemas acuáticos en el Golfo de México (McMillin
& Means, 1996).
En el noroeste del Golfo de México, en las áreas que bordean el territorio continental de
los EUA, las muestras de biota del delta del Mississippi fueron las más altamente
contaminadas y contenían por lo general, concentraciones mayores de todos los
contaminantes que muestras de otros sitios a lo largo de la costa del Golfo (Giam et al. ,
1978).
Tampa Bay es el estuario más grande en Florida con aguas que descargan en el norte
del Golfo de México. Dos grandes ciudades (Tampa y St Petersburg) se localizan en el
22
estuario y son responsables de descargar una variedad de desechos en la Bahía. La
cantidad de la biota acuática de ciertas especies ha estado disminuyendo, incluyendo la
trucha pinta y el camarón de carnada, pero no ha estado muy claro por qué habría de
ser este el caso. Se ha especulado que la pérdida de pastos marinos pueda ser el factor
determinante en esto (McCain et al. , 1996). Si es así, esto podría ser un resultado
indirecto de la contaminación con plaguicidas, dado que algunos compuestos
organoclorados son tóxicos para estas especies.
4.2.2.1 DDT
En el Golfo de México, los organismos afectados por las descargas agrícolas
contaminadas tuvieron las concentraciones de DDT más elevadas. Los residuos totales,
sin embargo, correspondieron a un quinto de los niveles anteriores (de una media de
~50 ppb a ~10 ppb) en el período de seis años entre los dos proyectos de investigación
(1971-1978) (Giam et al. , 1978; Albert, 1996). Estudios posteriores, sin embargo, han
indicado que dichas cifras alentadoras no son aplicables a toda la costa del Golfo. Por lo
general, la biota de áreas contaminadas como las Bahías Mobile, Alabama (160 ppb),
Choctachobee (960 ppb) y St Andrew’s, Florida (150 ppb) tuvieron elevadas
concentraciones de DDT (aproximadamente 2 veces la contaminación de fondo para el
área). También se detectaron residuos elevados en tejidos de la biota del río Brazos y la
bahía Galveston (Texas) y del río Mississippi (Louisiana) (McCain et al. , 1996). Uno
de los más altos promedios totales de concentraciones de DDT de toda la costa en EUA
del Golfo de México fue encontrado en muestras cercanas a la cuenca del río
Mississippi (160 ppb) el cual drena una gran parte continental de los EUA (Tabla 3).
Las ostras acumularon DDT entre 10 y 20 veces el intervalo de los sedimentos
cercanos, dando como resultado concentraciones generalmente en el intervalo de <1-10
ppb, aunque concentraciones muy altas, de hasta 4,000 ppb, se detectaron en muestras
individuales (Wade et al. , 1988).
4.2.2.2 Plaguicidas Organoclorados
Habiendo realizado un estudio que examina el DDT en los mejillones en 1990,
Sericano et al. (1993) realizó otro estudio como parte del programa de "Vigilancia del
Mejillón" en 1993. Este segundo estudio examinó los mismos organismos pero para
diferentes compuestos organoclorados y también comparó los valores en el tiempo. En
1986 las concentraciones del total de clordano estuvieron en un intervalo de 2-175 ppb
con un valor medio de 24.1 ppb. Durante 1987 el valor del promedio total para el
clordano había aumentado a 29.5 ppb (intervalo 2.12-590 ppb). En 1988 el promedio
de la concentración total de clordano había descendido otra vez a 21.7 ppb (1.29-132
ppb). Esta tendencia continuó durante 1989 (16.3 ppb intervalo de 1.37-159 ppb) y
1990 (15.3 ppb intervalo de <1-69.4 ppb) (Tabla 4) (Sericano et al. , 1993). Los
residuos más altos, no sorprendentemente, se encontraron en las ostras recolectadas
cerca de las áreas urbanas muy pobladas. Se midieron concentraciones medias de más
de tres veces el promedio en las muestras de la Bahía Galveston, Texas; el estrecho del
Mississippi, Mississippi; y las bahías de Choctawhatchee, Tampa y Charlotte en
Florida, todas son áreas densamente pobladas donde los residuos de plaguicidas
normalmente no se elevarían. Sin embargo, esto tiene sentido cuando se toman en
cuenta las estrategias de control para los compuestos de clordano en los EUA. Desde
1975, la mayor parte del uso de clordano en EU se restringió al control subterráneo de
termitas en los hogares (Tabla 4) (Sericano et al. , 1993).
23
En el norte del Golfo de México, la mayoría de los sitios estudiados para los residuos de
COP en mejillones y otros bivalvos muestran concentraciones de compuestos
relacionados con el cloro (conteniendo α-clordano, trans-nonaclor, heptacloro y
epóxido de heptacloro) en el intervalo de 2.8-9.6 ng g-1. Los residuos más
contaminados se encontraron (hasta 76 ng g-1) cerca de áreas altamente pobladas que
tendían a estar al este del delta del Mississippi. Por lo general, las concentraciones
están disminuyendo en el tiempo ya que las restricciones legislativas en estos
compuestos comienzan a tener impacto (Sericano et al. , 1995).
Las concentraciones más altas de dieldrin se detectaron en organismos del Golfo de
México afectados por las descargas agrícolas (Tabla 4) (Albert, 1996).
4.2.2.3
PCB
Quince sitios de la costa norte del Golfo de México mostraron concentraciones de PCB
en bivalvos mayores a 100 ppb (intervalo 100-630 ppb) (Sericano et al. , 1995). Se
encontró que generalmente las ostras acumulan PCB entre 10 y 20 veces más que los
sedimentos cercanos y las concentraciones típicas estuvieron en un intervalo de 10-200
ppb en peces, aunque en un tiburón se encontraron concentraciones inusualmente altas
de PCB, 4,000 ppb (Tabla 4) (Wade et al. , 1988). Otros investigadores han reportado
intervalos de 72-90 ppb en organismos del Golfo de México (Albert, 1996). Como con
otros bivalvos, los peces de áreas más pobladas mostraron elevadas concentraciones de
PCB en sus tejidos. En particular, un pez (Scieaenops ocellatus) presentó niveles
elevados de PCB, por lo menos 2.5 veces mayores que los encontrados en otras especies
examinadas durante el estudio. Se pensó que esto era el resultado de sus hábitos
alimenticios. Por lo general, los peces más contaminados fueron recolectados en la
región industrialmente más impactada de la bahía, cerca del pueblo de Hillsborough, y
el nivel de contaminación fue relacionado positivamente con la contaminación en los
sedimentos en el fondo del área (McCain et al. , 1996).
4.2.2.4 Compuestos Organoestánicos
4.2.3 Compuestos Organoestánicos
Los organoestánicos son un grupo de compuestos organometálicos sintetizados por vez
primera en los años 30 para proteger los cascos de botes y barcos de los organismos
marinos que se adhieren a su superficie (Tanabe, 1999). Los botes y barcos cubiertos
con TBE son la fuente principal de dicho contaminante en el ambiente acuático
(Cantillo et al. , 1997). El TBE es activamente tóxico para muchas especies acuáticas,
pero, de manera más importante, concentraciones muy bajas de TBE pueden ejercer
efectos subletales en la reproducción, causando una disminución en las poblaciones. Las
concentraciones más altas de TBE tienen lugar en las marinas, puentes y canales para
embarques. Las observaciones de campo indican que donde hay concentraciones de
TBE superiores a 0.1 ppb, la macrofauna marina se encuentra a menudo ausente en su
totalidad (Stewart & de Mora, 1990). El TBE es muy bioacumulado probablemente
porque es altamente lipofílico, con factores de bioacumulación en un intervalo de 1,000
a 30,000 y se ha observado en varias especies de biota marina, incluyendo mejillones,
ostras, salmón, veneras, algas y pasto marino (Stewart & de Mora, 1990).
En el sur de Florida en la costa del Golfo de México los niveles de TBE en mejillones
han estado disminuyendo desde la aprobación en 1988 del Acta de Control de Pintura
24
Organoestánica. Las concentraciones más altas aún tienden a encontrarse en sitios con
altas poblaciones humanas, pero continúan la tendencia a disminuir en concentración
(Cantillo et al. , 1997).
4.2.4 Honduras
En Honduras, como en gran parte del resto de América Central, las políticas agrícolas
están orientadas hacia la creciente siembra de cultivos comerciales para exportación.
Esto es concomitante con el creciente uso de plaguicidas agrícolas. En 1996 Honduras
importó cerca de 11,000 tons de biocidas, comparado con la mitad de esa cantidad en
1992. El enorme aumento del territorio cultivado ha llevado a una fuente potencial de
conflictos donde las descargas agrícolas llegan a las aguas de estuarios del Golfo de
Fonseca en la costa Pacífico en la frontera con El Salvador (Kammerbauer & Moncado,
1998).
4.2.4.1 DDT
Kammerbauer y Moncado (1998) reportaron concentraciones de DDT que promediaban
43 ppb en bivalvos del valle de Zamorano (Tabla 3).
4.2.4.2
Plaguicidas Organoclorados
El heptacloro (270 ppb) y el endrin (197 ppb) fueron los contaminantes más comunes
en el tejido de pescado, con concentraciones de 10 a 100 veces las detectadas para otros
plaguicidas organoclorados analizados en estudio de Kammerbauer et al. (1998).
4.2.5 Nicaragua
4.2.5.1 DDT
Los bivalvos de Nicaragua contenían algunos de los residuos más altos de DDT
encontrados en muestras de América Latina tomadas como parte del ejercicio de
biomonitoreo la "Vigilancia del Mejillón". Las muestras recolectadas en la Isla de
Aserradores contenían 200 ppb de DDT y sus derivados (Tabla 3) (Sericano et al.,
1990a).
90% de las muestras de pescado tomadas de las lagunas costeras de Nicaragua
contenían DDT (en comparación con 17% de las muestras de sedimento) lo que sugirió
que la bioacumulación de este compuesto estaba sucediendo (Carvalho et al. , 1999).
4.2.6 Venezuela
Venezuela se localiza en la costa norte del continente Sudamericano y limita con el Mar
Caribe y el Océano Atlántico. Sus litorales se extienden por 2,800 km. El país es rico
en recursos naturales como el petróleo, gas natural, carbón, acero, oro, bauxita, zinc y
diamantes. La extracción de estos recursos puede impactar seriamente los ecosistemas
costeros. El único estudio de contaminación costera encontrado en la documentación,
sin embargo, mide los residuos de COP en los humedales que son parte de un parque
nacional, y, por lo tanto, en una parte de la costa relativamente no alterada. No es
sorprendente, por lo tanto, que estén determinadas concentraciones de contaminantes
relativamente bajas.
Un estudio en las concentraciones de plaguicidas clorados y PCB en el ostión plano del
Parque Nacional de Morrocoy en Venezuela detectó varios contaminantes. Se
25
identificaron plaguicidas clorados en concentraciones muy bajas, algunas de las más
bajas medidas en la costa en tierra firme de América del Sur (Tabla 4) (Jaffé et al. ,
1998).
4.2.6.1
DDT
El DDT y sus productos de degradación fueron detectados ocasionalmente en las ostras
planas del Parque Nacional de Morrocoy en concentraciones de hasta 2.2 ppb (Tabla 3)
(Jaffé et al. , 1998).
4.2.6.2
Otros Plaguicidas Organoclorados
Los componentes de clordanos técnicos como el γ-clordano y α-clordano fueron
detectados ocasionalmente en los ostiones planos tomados del Parque Nacional de
Morrocoy en Venezuela, en concentraciones de hasta 2.2 ppb (Jaffé et al. , 1998). Estos
valores fueron similares a los datos reportados en otras ubicaciones en Venezuela
tomadas como parte del Programa Internacional de Vigilancia del Mejillón (Jaffé et al. ,
1998) y se comparan favorablemente con el resto de América Latina donde los valores
en la región fueron generalmente de 20 ppb (Tabla 4).
4.2.6.3
PCB
La concentración más alta de PCB se reportó en las ostras planas del Parque Nacional
de Morrocoy con 12 ppb. Este valor fue similar a las concentraciones encontradas en
organismos en otras partes de Venezuela (Jaffé et al., 1998) y no distinto al de los
residuos encontrados en otras partes de América Latina (Tabla 4).
4.2.7 El Salvador
4.2.7.1
DDT
Hubo niveles detectables de DDT y sus productos de degradación en ostras y
sedimentos recolectados cerca de Acajutla en El Salvador. El p,p’-DDE fue el único
compuesto detectado consistentemente en todas las muestras. En general, los niveles
totales de DDT en ostras estuvieron dentro del doble del nivel de fondo de especies
similares de California (50 ng g-1), aunque una muestra contenía 10 veces esta cantidad
(Michel & Zengel, 1998).
Esto contrasta fuertemente con la opinión de Sericano et al (1990a) quien reportó que
algunos de los más altos valores de DDT en América Latina (180 ng g-1) se encontraron
en bivalvos de El Salvador (Tabla 3).
4.2.7.2 Plaguicidas Organoclorados
Un estudio de plaguicidas organoclorados en ostras y sedimentos cerca de Acajutla en
El Salvador encontró que las concentraciones estaban por lo general por debajo de los
límites de detección (Tabla 4) (Michel & Zengel 1998). El heptacloro se encontró en
ostras de Las Flores con 146 ng g-1 (Michel & Zengel, 1998).
4.2.7.3 PCB
El estudio de Michel & Zengel (1998) reportó que los PCB estaban por lo general
debajo de los límites de detección en las muestras tomadas cerca de Acajutla, excepto
para una ostra que contenía 405 ppb, comparable con la concentración media en
mejillones de puertos y bahías del sur de California (Michel & Zengel, 1998).
26
4.2.8 Brasil
4.2.8.1 DDT
El mismo estudio que examinó las proporciones de DDE/DDT en sedimentos en la
bahía de Todos os Santos también investigó esta proporción en cangrejos y bivalvos. El
DDT y sus metabolitos tuvieron los residuos más altos en estos organismos, hasta 49
ppb (Tabla 3). Los investigadores consideraron los residuos encontrados como el
promedio en el continente Sudamericano (Tavares et al. , 1999). Sin embargo, han
aumentado 15 veces los residuos de DDT en la biota bentónica en partes de la Bahía
como resultado de campañas contra la malaria utilizando DDT, y el consumo de
especies comestibles de moluscos puede llevar a la entrada humana de DDT hasta 589
ng día-1. Los investigadores también citaron el uso ilegal de DDT como parcialmente
responsable de los crecientes residuos de DDT en la biota residente (Tavares et al. ,
1999).
Los bivalvos recolectados en Fortaleza (130 ppb) y Recife (120 ppb) en Brasil
contenían algunos de los más altos niveles encontrados en bivalvos recolectados como
parte del ejercicio de biomonitoreo "Vigilancia del Mejillón" en América Latina
(Sericano et al. , 1995).
4.2.8.2
Otros Plaguicidas Organoclorados
Se encontraron altos niveles de PCB en bivalvos de Recife (280 ppb) y en la bahía de
Guanabara (210 ppb) en Brasil (Sericano et al. , 1995).
4.2.9 Argentina
El Río de la Plata tiene el segundo más grande cauce del continente sudamericano
(después del Amazonas) con una cuenca de más de 3 millones de km2. El estuario
mismo está muy poblado. Más de un tercio de la población de Argentina (~33 millones)
viven en el estrecho de 80 km entre Buenos Aires y Ciudad de La Plata. El área
altamente industrializada cerca de La Plata es una fuente importante de compuestos
clorados y los peces y bivalvos en el estuario reflejan esta pesada carga (Colombo et al.,
1995).
Las especies de peces marinos con espinas son particularmente susceptibles a los
desórdenes reproductivos a través de la presencia de compuestos organoclorados en las
gónadas. La viabilidad de la incubación está reducida y esto sólo puede llevar a un
decremento de los números a largo plazo, seguido eventualmente de la extinción de
especies en esa área (Lanfranchi et al. , 1998). Hay preocupación de que las especies
comercialmente importantes de un pez (Micropogonias furnieri) están disminuyendo en
el Río de la Plata en Argentina en la Bahía Samborombón. Las capturas han
disminuido considerablemente en los años recientes y se teme que los altos niveles de
compuestos organoclorados puedan afectar la reproducción de esta especie. Un análisis
del hígado, gónadas y grasa subcutánea de este pez encontró que los compuestos
organoclorados se estaban acumulando en el hígado, gónadas y grasa subcutánea de esta
especie (Tabla 4) (Lanfranchi et al., 1998). La bahía de Samborombón recibe descargas
de agua de áreas industriales y agrícolas y los químicos transportados por el agua se
dispersan a lo largo del estuario a través de corrientes de marea y vientos prevalecientes
(Lanfranchi et al. , 1998).
27
4.2.9.1 DDT
Durante el período comprendido entre 1986 y 1993 habo una caída considerable
(aproximadamente a un tercio) en los residuos de DDT en las almejas asiáticas el Río de
la Plata (Colombo et al. , 1995), aunque los residuos reportados en este informe eran
aún relativamente altos en 100 ppb para compuestos tipo DDT (Tabla 3).
4.2.9.2 Otros Plaguicidas Organoclorados
Las concentraciones totales de plaguicidas clorados en almejas asiáticas en Río de la
Plata (7-315 ppb) (Tabla 4) son mucho mayores que las reportadas para bivalvos de
áreas no contaminadas en Brasil (1.2-5.6 ppb) las cuales pueden ser representativas de
los valores umbral debidos únicamente al transporte atmosférico (Colombo et al. ,
1995). Los niveles de lindano en las mismas especies no disminuyeron en el período de
1986-1993 (Colombo et al. , 1995).
4.2.9.3 PCB
Las concentraciones de PCB totales en almejas asiáticas de Río de la Plata (hasta
11,600 ppb en lípidos) (Tabla 4) son mucho mayores que las reportadas para bivalvos
de áreas no contaminadas de Brasil (2.5-10 ppb) lo que puede ser representativo de los
valores de la línea base, debido únicamente al transporte atmosférico (Colombo et al. ,
1995).
La vitalidad embriológica deficiente está asociada a la presencia de altos niveles de
PCB en huevos de pescado, y es probable que los altos valores encontrados en los
tejidos del pez graznador puedan estar afectando la reproducción en las especies. Sus
tejidos contenían residuos detectables de 25 PCB es sus hígados y gónadas y 18 en la
grasa de la piel y la subcutánea. Las concentraciones totales de PCB en el tejido
estuvieron en un intervalo de 20.7 a 363.8 ppb peso húmedo y de 177 a 34,647 ppb en
lípidos. Cuando estos valores son comparados con el nivel umbral establecido para
huevos de pescado para varias especies del Mar del Norte (120 ppb peso húmedo)
parece probable que puedan esperarse efectos reproductivos perjudiciales (Lanfranchi et
al 1998).
Dos sitios de la costa de Argentina, Hudson (3,800 ppb) y Atalaya (1,500 ppb)
mostraron concentraciones de PCB significativamente elevadas en mejillone (Sericano
et al. , 1995).
4.2.10 El Resto de América Latina
4.2.10.1
DDT
Las muestras del total de DDT en bivalvos en América Central y del Sur muestran un
intervalo similar al encontrado en el norte del Golfo de México, aunque la distribución
es menos uniforme y hay más lugares con concentraciones arriba de las 100 ppb,
particularmente en la América del Sur tropical y sub-tropical. Algunas de las más altas
concentraciones de DDT se midieron en Guayaquil (160 ppb) en Ecuador, Valparaiso
(140 ppb) en Chile y Hudson (210 ppb) en Argentina (Tabla 3) (Sericano et al. , 1995).
4.2.10.2
Compuestos Organoestánicos
El TBE a muy bajas concentraciones está asociado con la inducción de hermafroditismo
(imposex) en ciertos gastrópodos hembra. Este fenómeno ha sido documentado en 118
28
especies de 63 géneros en el mundo. En el sur de Chile las poblaciones de Nucella
crassilabrum se encuentran en todo lo largo de las costas intermareales rocosas del país.
Organismos como Concholepas concholepas, Thais chocolata, y C. giganteus son
recolectados tanto para el consumo local como para exportación. Se encontró que el
hermafroditismo era generalizado en zonas costeras abiertas y regiones con bajo tránsito
de botes, al igual que en las instalaciones de los puertos (Gooding et al., 1999).
4.2.10.3
PCB
Se encontraron altas concentraciones de PCB en la Bahía Commander (440 ppb) en
Aruba; Punta Arenas (170 ppb) en Chile; Arroyo Parejas (130 ppb) en Argentina; y
Callao (120 ppb) en Perú. Las concentraciones más bajas de PCB en mejillones, se
encontraron en América Central (Sericano et al. , 1995).
29
5
CONTAMINACIÓN MARINA
5.1 Aire
A menudo, los COP han sido detectados en sistemas del océano abierto. Se piensa que
los procesos de transporte atmosférico son responsables de entre 80-99% de las cargas
encontradas en océanos grandes como el Atlántico o Pacífico. Globalmente, el
transporte fluvial es un factor menor, impactando principalmente las áreas costeras
(Bidleman, 1999).
Esta sección discute los COP en el aire, agua de mar y mamíferos marinos. Poca
información se encontraba disponible acerca de los niveles de COP en el aire y agua
de mar, y algunas investigaciones se hicieron principalmente centradas en el Golfo de
México.
5 . 1 . 1D D T
Un estudio de 1980 informó que las concentraciones compuestos tipo DDT en aire del
Golfo de México eran similares a las reportadas para el aire en el Atlántico Norte
(Giam et al. , 1980). De hecho, las concentraciones de organoclorados en el aire sobre
los océanos del norte y del sur, han permanecido constantes aún en años recientes a
pesar de las prohibiciones en su uso en casi todo el Hemisferio Norte (Loganathan &
Kannan, 1994). La presencia de DDT en la atmósfera del Golfo de México, a pesar de
haber sido prohibido hace varios años en casi todos los países que lo rodean, sugirió
que continuaba la volatilización de compuestos de DDT desde las áreas contaminadas
(Tabla 5) (Giam et al. , 1980).
Tabla 5: Media de la concentración de contaminantes tipo DDT y plaguicidas
clorados en el aire del océano abierto alrededor de América Latina (pg m-3)
Contaminante
Total HCH
PCB
Lindano
TransNonaclor
α-HCH
de
DDE+DDT
Golfo
México
DDT
Mar Caribe
DDE
Área
6.4
4.6
13
96
27
120
0.2
320
Iwata et al 1993
9.1
22
48
61
16
78
<0.2
160
Iwata et al 1993
Referencia
5 . 1 . 2Otros Plaguicidas Organoclorados
En general, los niveles de HCH fueron los más altos para el aire y el agua de mar
cuando se compararon con los residuos de otros plaguicidas organoclorados, aunque
los niveles en el Hemisferio Norte fueron considerablemente más altos que en el
Hemisferio Sur, como se esperaría debido a las mayores extensiones e
industrialización en el Norte. En general, se piensa que los residuos de HCH se
mueven principalmente del aire al agua de mar, sugiriendo un depósito oceánico para
estos compuestos (Iwata et al. , 1993b).
30
Las concentraciones de organoclorados en el aire sobre los océanos del sur y del
norte, han permanecido constantes aún en años recientes a pesar de las prohibiciones
en su uso en los países del Hemisferio Norte (Loganathan & Kannan, 1994).
5 . 1 . 3Compuestos organoestánicos
La mayor fuente de emisiones de organoestánicos a la atmósfera en la actualidad, es
probablemente el cinturón tropical donde la volatilización de los contaminantes es de
mayor preocupación ya que éstos se dispersan globalmente a través del transporte
atmosférico (Tanabe et al. , 1994). No había datos disponibles de compuestos
organoestánicos en el aire alrededor de América Latina.
5.2 Agua de mar
Los mares semicerrados y costeros muestran las tasas más bajas de descargas de
compuestos organoclorados para todos los tipos de océanos. Los mares semicerrados
reciben descargas directas de químicos provenientes del ecosistema terrestre a través
de los ríos y por lo tanto, se contaminan rápidamente en gran contraste con los
océanos abiertos, que son contaminados por el transporte de corrientes de aguas
costeras, deposición atmosférica y/o vertido en los océanos. Las muestras oceánicas
indican que hay una continua entrada de organoclorados provenientes de regiones
terrestres y que el océano abierto continua actuando como un depósito para estos
compuestos. Recientemente, la dispersión de organoclorados desde fuentes tropicales
puntuales representa el ingreso que afecta más a los océanos al nivel global
(Loganathan & Kannan, 1994; Kennicut et al. , 1988).
El Golfo de México ocupa una cuenca delimitada al norte por los Estados Unidos y al
sur por la isla de Cuba. Se conecta por la península de Yucatán al Mar Caribe y a
través de los estrechos de Florida al Océano Atlántico. El Golfo tiene un área
superficial de aproximadamente 564,000 km2 de los cuales el 35% se encuentra
cubierta por aguas relativamente poco profundas de la plataforma continental (Darnell
& Defenbaugh, 1990). El Golfo de México recibe más de dos tercios de los
escurrimientos del territorio continental de los EUA y es un cuerpo de agua semiencerrado.
5 . 2 . 1D D T
Iwata y colaboradores analizaron contaminantes tipo DDT en el aire y agua de mar de
varios océanos alrededor del mundo durante 1989-1990. El total de DDT fue
detectado en concentraciones mucho menores, pero consistentemente, a través de
todas las áreas examinadas del océano, incluyendo aquellas alrededor de América
Latina. También fue claro que las concentraciones de DDT en el aire y agua de mar
caían rápidamente al aumentar la distancia desde las fuentes basadas en tierra. Las
concentraciones relativamente crecientes de p,p’-DDT en latitudes más bajas fueron
indicativas de un uso mayor de DDT en las áreas tropicales. El p,p’-DDT fue el
componente más abundante en la atmósfera del Atlántico Sur y los océanos del sur.
(Tabla 6) (Iwata et al. , 1993a).
31
Tabla 6. DDT y sus metabolitos en el agua de mar alrededor de América Latina (ng
ml-1)(ppb)
Contaminante
País
Área
DDE DDT Total
Referencia
0.500
2.600
3.900
Iwata et al 1993
Ninguno Mar Caribe
0.006
Sauer et al 1989
Ninguno Golfo de México
Laguna Yávaros
7.620
Paez-Osuna et al 1998
México
Laguna Huizache-Caimanero
16.400
Paez-Osuna et al 1998
Laguna Huizache-Caimanero
0.076-1.195
Galindo et al 1997
Costera
Drenado Agrícola
California
0.03-11
Sauer et al 1989
en
el
Golfo
de
0.152
0.388
Albert 1996
A través de este estudio se detectaron muy bajas concentraciones de compuestos tipo
DDT (DDT, DDD y DDE) en las aguas abiertas del Golfo de México (0.006 ppb)
(Tabla 6) (Sauer et al. , 1989).
5 . 2 . 2Plaguicidas Organoclorados
El HCB estuvo presente en las muestras de la interfase atmósfera-océano (una delgada
"piel" que flota en la superficie del mar y que frecuentemente contiene las
concentraciones más altas de contaminantes solubles en grasa) del Golfo de México
(Iwata et al. , 1993a). Las concentraciones de clordano y nonaclor en mar abierto se
han igualado en décadas recientes entre los Hemisferios Norte y Sur, y se ha atribuido
esto al indiscriminado uso y descarga de estas sustancias en países tropicales cuando
se les compara con los regímenes de vertido de los países más industrializados del
Hemisferio Norte (Iwata et al., 1993a).
En casi todas las muestras filtradas de agua de mar tomadas del Golfo de México, se
encontró lindano y clordano en concentraciones de 0.02-0.15 ppt y 0.004-0.034 ppt
respectivamente (Sauer et al. , 1989). También se detectaron epóxido de heptacloro
(0.008-0.01 ppt) y dieldrin (0.004-0.024 ppt), pero tenían concentraciones más bajas
(Tabla 7) (Sauer et al. , 1989). Estos valores fueron considerablemente menores para
aquellos encontrados en el Blake Plateau (en la costa Este de EUA) (<7-80 ppt para
todos los plaguicidas) y sutilmente menores para aquellos encontrados mar adentro de
la costa sureste de los EUA (<0.1-0.5 ppt) (Sauer et al. 1989).
Se reportó una distribución uniforme de HCH en la superficie de las aguas del
Atlántico y esto fue atribuido a la continua entrada de HCH proveniente de África y
América del Sur (Loganathan & Kannan, 1994).
5 . 2 . 3PCB
Se reportaron los congéneres Cl3-Cl6 de los PCB que alcanzaron una concentración
máxima de 28 ppt en una muestra de las aguas del Golfo de México, tomada entre
1970 y 1980, aunque las concentraciones promedio fueron considerablemente
menores para 1989, en <0.002 ppt . Esto es considerablemente menor que los valores
promedio previos para PCB en el Golfo de México, los cuales habían alcanzado
concentraciones de 1-10 ppt durante los años 70 (Sauer et al. , 1989). Sin embargo,
32
otros estudios reportan una estabilización de los congéneres de PCB en las aguas del
Golfo de México en lugar de una disminución (Tabla 7) (Iwata et al. , 1993).
5.3 Biota Marina
5 . 3 . 1Peces y Crustáceos
La información de concentraciones de organoclorados en la biota indica que las
especies predadoras en mares semicerrados y regiones costeras están más
contaminadas con COP que las que están en el océano abierto.
5.3.1.1 DDT
En muestras de plancton y varias especies de peces, camarón y ostras tomadas del
norte del Golfo de México, los contaminantes que más a menudo se encuentran son el
DDT y sus metabolitos. La biota de estuarios generalmente puede tener
concentraciones más altas que los organismos pelágicos, pero hay grandes variaciones
individuales y entre especies en las concentraciones de contaminantes (Tabla 3)
(Kennicut et al. , 1988). Los residuos de contaminantes tipo DDT en el Golfo de
México no excedieron los 50 ppb, excepto las ostras de El Salvador, donde se
encontró un residuo máximo de 589 ppb para estos contaminantes (Tabla 3) (Michel
& Zengel 1998).
5.3.1.2 PCB
Se examinó la distribución de PCB en los océanos del mundo, y su concentración en
los hígados de calamar provenientes de las aguas del Hemisferio Sur fueron
considerablemente menores a las encontradas en el norte, hasta 62 veces (Tabla 4)
(Yamada et al. , 1997). No se encontró información específica para los mares que
rodean América Latina.
5.3.1.3 Compuestos Organoestánicos
Los niveles de TBE en hígados de calamar se midieron en muestras tomadas de los
alrededores de la costa de América del Sur (Yamada et al. , 1997). En las aguas de
Perú, las concentracioness de TBE se midieron como traza -1 ppb, y en las aguas del
Atlántico Sur mar adentro de Argentina como 8-18 ppb y un promedio de 1-4 ppb
para el Hemisferio Sur en general. Esto se compara con los hasta 279 ppb en el
Pacífico noroeste mar adentro de Japón. Generalmente, las aguas abiertas del
Hemisferio Sur tienen concentraciones mucho menores de TBE que las del
Hemisferio Norte, por un factor de hasta 279 (Yamada et al. , 1997). El mismo
estudio examinó la distribución mundial de trifenil estaño (TFE), un producto
utilizado en la elaboración de PVC y en pinturas antiadherentes/biocidas. No se
detectó TFE en las muestras de calamar tomadas del Hemisferio Sur y se calculó que
el Hemisferio Norte estaba hasta 260 veces más contaminado con compuestos tipo
TFE (Yamada et al., 1997).
5 . 3 . 2Mamíferos Marinos
Los COP se han encontrado globalmente en los tejidos de mamíferos marinos.
Históricamente, los niveles más altos de organoclorados en mamíferos marinos se han
encontrado la grasa, hígado y leche, los cuales tienen contenidos muy altos de lípidos
y son, por lo tanto, el depósito natural para compuestos organoclorados lipofílicos
33
(Ridgway & Reddy, 1995). En particular, los cetáceos (ballenas y delfines) tienen
una capa gruesa de grasa subcutánea y la mayoría de los organoclorados tóxicos se
distribuyen en este tejido. Una vez retenidos en dicho tejido, no les es fácil eliminar
los contaminantes (Tanabe et al. , 1994). Se ha medido una contaminación
considerable de las aguas tropicales de océanos abiertos, así como aquellos en
latitudes más altas. Los mamíferos marinos, particularmente los cetáceos,
bioacumulan altas concentraciones de contaminantes orgánicos persistentes (hasta 10
millones de veces la concentración en el agua) las cuales pasan a sus crías jóvenes al
alimentarlos (Tanabe et al. , 1994). Además, los cetáceos son menos capaces de
metabolizar estos compuestos que otros mamíferos, convirtiéndose en uno de los
organismos blanco más vulnerables a la contaminación global por organoclorados
(Tanabe et al. , 1994).
La mayoría de los estudios de los niveles de COP en los mamíferos marinos se han
realizado en el Hemisferio Norte. Varios estudios también se han realizado en el
Hemisferio Sur en Asia y Oceania, aunque los estudios para América Latina están
muy limitados en número y en las áreas geográficas que cubren.
5.3.2.1 DDT
En delfines nariz de botella varados provenientes del Golfo de México, los machos
maduros tenían las más altas concentraciones de contaminantes tipo DDT, y las
hembras maduras tenían consistentemente concentraciones más bajas (Tabla 8)
(Salata et al. , 1995).
34
Tabla 7. Concentraciones e intervalos de concentraciones de plaguicidas clorados y PCB en el agua de mar cerca de América Latina (ng ml-1)
3.9
180
36
220
Rio de la Plata
6.9-15.8
2-5.9
43.3-72.7
54.5-82.4
17.6-45.5
18
Iwata et al 1993
<0.2-1.0
Sauer et al 1989
7.5-45.5
3.5-6.4
5.4
4.29
Paez-Osuna et al 1998
18.2
8.8
Paez-Osuna et al 1998
Altata-Ensada del Pabellon Lagoon
Colombo 1995
Paez-Osuna et al 1998
Lagúna Yavaros
5.85
Laguna Huizache-Caimanero
6.95
Laguna Huizache-Caimanero
0.076-1.195
Desagüe agrícola en el Golfo de California
Referencia
1.1
Golfo de México
Argentina
México
PCB
Mar Caribe
Trans-Nonaclor
Área
Heptacloro Epóxido
Heptacloro
Endrin
Dieldrin
Total Clordano
Total HCH
Lindano
β-HCH
α-HCH
Aldrin
País
Ninguno
5.1
0.059-2.604
0.16
0.107
Galindo et al 1997
0.027
35
0.16
Albert 1995
Tabla 8. Concentraciones e intervalos de concentraciones de DDT y sus metabolitos
encontrados en mamíferos marinos de América Latina (ng g-1, peso de lípidos)
PAÍS/ÁREA Especie
Golfo
México
de Delfín nariz de botella –
grasa hembra adulto
Delfín nariz de botella –
grasa macho adulto
Delfín nariz de botella –
grasa feto
Delfín nariz de botellagrasa inmaduro
Delfín nariz de botella –
grasa cría
Aguas del Norte Marsopa de Burmeister
de Argentina
(hembra)
Marsopa de Burmeister
(macho)
DDD
DDE
DDT
3,700
(600-14,000)
37,000
(15,000-78,000)
2,800
(600-4,900)
12,000
(7,100-19,000)
7,200
(300-16,000)
9
(<LoD-15)
907
(2234-1,990)
39
(<LoD-76)
1,400
(823-2,300)
681
(70-2,110)
Total
Referencia
111-2,377
81-1,316
248-4,632
Corcuera et al.
587-5,641
398-2,605
1,316-8,543
Corcuera et al.
Kuehl & Haebler 1995
Kuehl & Haebler 1995
Kuehl & Haebler 1995
Kuehl & Haebler 1995
Kuehl & Haebler 1995
De manera interesante, la asimilación neta de compuestos PCB fue 2.6 veces mayor en
animales inmaduros que la asimilación neta de compuestos DDT, comparada con 1.4
veces en los animales maduros. Esto sugirió que los animales más viejos (intervalo de
edad 15-33) pueden haber estado expuestos a concentraciones más altas de DDT en sus
vidas jóvenes, cuando habían menos controles ambientales para estas sustancias,
aunque las diferencias en la dieta pueden también explicar estos resultados (Tabla 8)
(Salata et al. , 1995).
5.3.2.2 Plaguicidas Organoclorados
Salata et al. (1995) investigaron plaguicidas OC en delfines nariz de botella varados del
Golfo de México. Para algunos organoclorados, las hembras tenían niveles menores que
los machos, lo que podía esperarse si las hembras hubieran dado a luz (Tabla 9) (Salata
et al. , 1995). Particularmente, se encontraron altas concentraciones de clordanos (cisclordano 204 ppb; trans-clordano 280 ppb), dieldrin (547 ppb) y trans-nonaclor (2,170
ppb) en lípidos de la grasa corporal, aunque otro estudio de Kuehl & Haebler (1995),
discutido abajo, encontró concentraciones aún mayores. Los dos estudios no son, sin
embargo, comparables directamente ya que en el segundo reporte no se dan medias para
valores totales.
5.3.2.3 PCB, Dioxinas y Retardantes de Flama Bromados
Se analizaron para PCB los delfines nariz de botella varados del Golfo de México
(Tabla 9) (Salata et al. 1995). Se encontró que los machos maduros tenían las
concentraciones más altas de compuestos PCB, y las hembras maduras tenían
concentraciones consistentemente menores. La distribución de distintos congéneres
como una función de la edad apoyó la teoría de que los congéneres más altamente
clorados no eran fácilmente transferidos durante el parto o durante la lactancia (Salata et
al. 1995).
Kuehl y Haebler (1995) examinaron los esqueletos de varios delfines nariz de botella
varados en las playas del Golfo de México en un suceso inusual de mortalidad en 1990.
Los niveles de PCB encontrados en los esqueletos (Tabla 9) fueron similares a los
encontrados en delfines nariz de botella recolectados de la costa Atlántico de los EUA
durante otro suceso de mortalidad masiva en 1987/88. Se sospechó que las altas cargas
de PCB inmunodepresores (junto con otros compuestos organoclorados) pudieron haber
36
abrumado el sistema inmune de los delfines, pues éstos se encontraban severamente
infectados por microorganismos oportunistas (Kuehl & Haebler, 1995).
Sólo un estudio parece haber sido realizado con respecto a los niveles de dioxinas y
furanos (PCDD/F) en mamíferos marinos. Jiménez y colaboradores examinaron los
niveles de PCDD/F en los leones marinos del sur, una especie que se encuentra a lo
largo de las costas del Atlántico y Pacífico de América del Sur, desde Perú hasta Tierra
de Fuego y desde la Isla Torres (mar adentro de la costa sur de Brasil) hasta las Islas
Malvinas (Jimènez et al., 1999). Encontraron niveles relativamente bajos de PCDD/F
en leones de mar tanto de áreas contaminadas como de áreas con poca industria, lo que
sugirió que los animales eran capaces de metabolizar y eliminar por lo menos algunos
de estos compuestos (Jimènez et al. , 1999).
La investigación en los niveles de retardantes de flama bromados en mamíferos marinos
globalmente está muy limitada. Estudios muestran niveles de EPBB (ver recuadro 1.2)
en ballenas y delfines de la costa Alemana en 1998 en un intervalo 187 a 7700 ng/g
lípido y en ballenas piloto de las Islas Faroe de 843-3160 ng/g lípido(revisado por de
Wit 1999). En comparación, los niveles en los delfines nariz de botella del Golfo de
México (hasta 8000 ng/g lípido ) eran similares en magnitud.
37
Tabla 9. Concentraciones e intervalos de concentraciones de plaguicidas organoclorados y PCB encontrados en mamíferos marinos alrededor
de América Latina (ng g-1)
Referencia
PCB
PCDD/F
Oxiclordano
Trans-Nonaclor
Cis-Nonaclor
0.0005-0.0206
Mirex
Delfín nariz de botella - grasa - cría
0.0010-0.0954
0.0003-0.0017
Heptacloro
epóxido
Delfín nariz de botella - grasa – inmaduro
0.0003-0.0082
Heptacloro
Delfín nariz de botella - grasa – feto
HCB
Delfín nariz de botella - grasa – Adulto macho
Dieldrin
Delfín nariz de botella - grasa – Adulto hembra
Trans-clordano
de
Cis-clordano
Golfo
México
Lindano
Fin Whales
0.0048
0.0683
0.0005
δ-HCH
Bryde's whales
β-HCH
Chile
α-HCH
Especie
Aldrin
PAÍS
Pantoja et al 1985
Pantoja et al 1985
48
(20-107)
390
(2-1,390)
254
(23-761)
520
(90-1,580)
94
(23-275)
108
(<LoD-369)
7,200
(1,500-18,000)
340
(186-504)
52
(<LoD-38)
689
(318-1,150)
364
(31-1,280)
1,080
(290-1,800)
1,120
(76-167)
1,550
(732-2,300)
949
(<LoD-3,120)
292
(54-737)
57
(48-66)
3,360
(276-5,730)
428
(191-786)
5,020
(2,310-9,250)
502
(271-810)
288(<LoD-424)
62(10-113)
4,390
(2,530-6,260)
2,370
(<LoD-8,040)
215
(10-362)
164
(>LoD-551)
714
(407-1,120)
97
(<LoD-177)
464
(298-620)
401
(<LoD-1,480)
93,000
(64,000-187,000)
4,000
(2,200-5,800)
49,000
(22,000-65,000)
21,000
(800-58,000)
38
Kuehl & Haebler 1995
Kuehl & Haebler 1995
Kuehl & Haebler 1995
Kuehl & Haebler 1995
Kuehl & Haebler 1995
5.3.2.4 Compuestos organoestánicos
Se han detectado contaminantes organoestánicos en tejidos de mamíferos marinos
(Tanabe 1999). Los sitios de mayor concentración tienden a ser el hígado, riñón y
sangre en vez de grasa. Las concentraciones más altas de estos contaminantes aparecen
en mamíferos marinos capturados en el Hemisferio Norte, y parece que, por mucho, los
animales del Hemisferio Sur se encuentran menos afectados(Tanabe, 1999).
Un suceso de delfines nariz de botella varados a lo largo de la costa del Golfo de
México dio la oportunidad a Kannan y colaboradores de examinar estos cetáceos para
compuestos organoestánicos. El total de butil estaños (mono- + di- + tri-butilestaños)
tuvo un intervalo de concentración en hígado de delfín entre 110 y 11,340 ppb (peso
húmedo) con un valor medio de 1,400 ppb. También se encontraron residuos en grasa
(630 ppb), riñón (~200 ppb), melón (190 ppb), corazón (50 ppb) y cerebro (110 ppb).
Cuando estas concentraciones se compararon con las encontradas en los hígados de
delfines pintos (360 ppb) y ballenas de esperma enanas (390 ppb), ambas especies del
Atlántico mar adentro, los residuos en los delfines nariz de botella varados fueron de 3 a
4 veces mayores.
39
6
AMBIENTE ACUÁTICO
La contaminación del ambiente acuático puede suceder a través de una variedad de
rutas incluyendo las descargas directas a corrientes de agua, arrastres de tierras para
agricultura y la deposición de contaminantes transportados en el aire. Mientras que hay
una riqueza de información científica para los niveles de COP en el ambiente acuático
para muchos países del Hemisferio Norte, muy poca ha sido publicada para América
Latina. Este es el caso para el agua de la superficie y subterránea, sedimentos en el agua
dulce y biota acuática.
Los científicos han mostrado interés en la contaminación con COP del agua subterránea
en América Latina, por el hecho de que se han publicado pocos datos que evalúen esta
contaminación. Por ejemplo, en un análisis de plaguicidas persistentes en México,
Albert (1996) señala que el agua subterránea es una fuente esencial para las grandes
poblaciones en México y todavía la literatura está virtualmente desprovista de
información relevante al respecto. En este análisis, Albert cita sólo un estudio que
monitoreó plaguicidas en agua subterránea (Cabrera 1995). Este estudio reportó que el
agua subterránea de la Península de Yucatán en México, estaba contaminada por los
residuos de los plaguicidas organoclorados persistentes 2,4,-D y 2,4,5-T. Se señaló que
este es un caso particularmente serio de contaminación ambiental ya que el agua es la
única fuente de agua para beber en la región y puede estar contaminada
irreversiblemente. En otro estudio, Mazari y Mackay (1993) reportaron que en la
Ciudad de México, la mayor parte del agua para beber es extraída de un acuífero
subterráneo el cual está amenazado por contaminación de diversas fuentes. Estas
incluyen la contaminación por solventes orgánicos halogenados provenientes de
industrias electrónicas, y del lavado en seco y las operaciones desengrasantes de
metales en las que se utiliza el solvente halogenado tetracloroetileno. El estudio señaló
que se necesitan esfuerzos concertados para localizar y hacer frente a los sitios
críticamente contaminados, ya que es probable que nuevas regulaciones más estrictas de
calidad del agua para beber se instrumenten exitosamente en algún momento.
Los estudios publicados para varios países de América Latina han reportado la
presencia de contaminación por organoclorados persistentes en la superficie de las
aguas, sedimentos y en peces y crustáceos de agua dulce. La Tabla 1 presenta datos de
los niveles de COP en la superficie de cuerpos de agua de algunos cuantos países en
América Latina y la tabla 2 muestra niveles de COP en sedimentos. Los puntos de
interés particular que notablemente destacan en estos estudios son los niveles
excepcionalmente altos de heptacloro encontrados en el Río Ipojuca en Brasil, y los
altos niveles de lindano en peces del Río Biobio en Chile.
6.1 DDT
6 . 1 . 1Aguas Superficiales
Los estudios que han reportado los niveles de DDT en la superficie de las aguas están
limitados a Argentina, Uruguay, Honduras y México. En el noroeste de México, un
estudio publicado en 1977 documentó altas concentraciones de DDT en un sistema de
drenado agrícola (media de 540 ng/L, (ppt), (Albert y Armienta, 1977). Las
concentraciones encontradas en este estudio son comparables a los niveles que han sido
reportados para ríos en Asia donde el DDT también ha sido muy utilizado (eg. Iwata et
al. 1994). Parece no haber información reciente sobre los niveles de residuos de DDT
40
en la superficie de las aguas en México, por lo que se desconoce si dichos niveles aún
persisten en alguna región. La escasez de información sobre los niveles de DDT en el
ambiente acuático en México es digna de mencionarse dado que el DDT, así como otros
plaguicidas organoclorados, ha sido vastamente usado por un largo tiempo tanto en la
agricultura como en programas de salud pública (Albert 1996).
Los estudios realizados durante la década pasada en Argentina y Uruguay encontraron
concentraciones de DDT mucho menores en el agua de río (cerca de 6 ppt). Uno de
estos estudios fue realizado en el Río de la Plata, Argentina (Colombo et al 1990). El
otro fue realizado en varios sitios a lo largo del Río Uruguay que corre como una
frontera natural a lo largo de Argentina y Uruguay y eventualmente se desemboca en el
Río de la Plata (Janiot et al. 1994). Los isómeros de DDT fueron detectados en la
superficie del agua en la mayoría de los sitios a lo largo del río Uruguay y en 7 de cada
17 sitios de la región a examinar en el Río de la Plata. Un estudio anterior en Argentina
también reportó la presencia de DDT en muestras de agua tomadas de los ríos Paraná y
Uruguay aunque a concentraciones muy altas (mínimo p,p’-DDE 90 ppt, máximo p,p’DDT 5600 ppt), (Garcia Fenández et al. 1979). Un estudio reciente en Honduras
encontró residuos de DDT en áreas de la cuenca del Río Choluteca, pero a frecuencias
de detección bajas, en un intervalo de 6-10% del total de las muestras que fueron
analizadas. Sin embargo, se reportó que los niveles excedían los estándares de la
USEPA (Kammerbauer y Moncada 1998).
6 . 1 . 2Sedimentos
Los sedimentos actúan como la cloaca final para los COP traídos al ambiente acuático
desde las descargas directas, arrastres de la superficie y deposiciones atmosférica. El
DDT fue analizado y detectado en los sedimentos del Río de La Plata, (media de 6.1
ng/g peso seco (ppb)), (Colombo et al. 1990). Aquí, los isómeros de DDE y TDE
fueron predominantes, sugieriendo la degradación del DDT en los sedimentos. En un
estudio en Honduras, el DDT no fue detectado en los sedimentos de lagunas, aunque
fue detectado en muestras de agua y estuvo presente en el músculo de peces
(Kammerbauer and Moncada 1998). En México, un estudio en muestras de sedimentos
tomadas de la cuenca del río Palizada en el Golfo de México, identificó DDT en las
muestras (Gold-Bouchot et al. 1993 y 1995).
Tres estudios reportaron sobre el sistema de ríos Paraíba do Sul-Guandu en Brasil
(Torres et al. 1999, Brito et al. 1999, Malm y Japenga 1997). Este río tiene 1137 km
de largo y corre a través de la parte más industrializada del país en el sureste de Brasil.
Después de este enorme centro industrial, cerca del 40% del agua del río es bombeada a
una serie de reservas antes de que corra desde el río Guandu. Es la fuente principal de
agua para beber en Río de Janeiro. Torres et al. (1997) reportó que los niveles de DDT
total en las muestras de sedimentos del río estaban entre 20 and 200 ppb. El DDT
estuvo presente en 50% de las muestras con los niveles más altos encontrados cerca de
Volta Redonda. Los niveles de DDT en un intervalo similar se reportaron también por
Torres et al. (1999). Torres et. al. (1997) comentó que el DDT ha sido usado por
décadas contra los mosquitos en Brasil. Cerca de la reserva Santana, se tomó una
muestra de profundidad para investigar la ocurrencia histórica de los contaminantes en
sedimentos. En los más altos niveles, reflejando cierta deposición, los niveles de DDT
total fueron menores que en el río (3.67 ppb), (Malm y Japenga 1997). En la reserva
Funil, no se detectaron contaminantes organoclorados (Brito et al. 1999). Niveles
41
comparativamente bajos de DDT se identificaron en el sistema del río Guandu (Torres
et al. 1999).
El sistema de ríos Rato en el estado de Pará en la región norte de Brasil, es un afluente
del río Tapajós. Esta es una importante zona minera de oro y como otras áreas
localizadas en la cuenca del río Amazonas, la malaria es endémica por lo que las
autoridades del gobierno rocían DDT dos veces al año en casas y otros edificios. Se
detectaron hasta 68 ppb del DDT total en los sedimentos de río (Torres et al. 1999).
Otro estudio publicado sobre esta región por Torres sugirió que el DDT que es rociado
para el control de malaria alcanzó el sistema de agua y fue retenido en pequeños
afluentes (llamados "igarapés”), (Torres et al. 1998). Estas áreas son muy importantes
para la reproducción de peces. Se indicó que dichos contaminantes de la biota local
pueden causar daños ambientales impredecibles.
Se realizó un estudio sobre sedimentos en un pequeño lago urbano en el condado de San
Pedro, en el centro de Chile, para investigar la existencia de plaguicidas organoclorados
en el área (Barra et al. 2000). Los niveles más altos de los productos de degradación
del DDT se encontraron en sedimentos que fueron citados como representativos de los
años 1972 a 1978. El DDT no fue detectado en sedimentos que representaban el
intervalo entre 1984-1993. Esto pudo haber reflejado la prohibición de DDT en Chile en
1985. Sin embargo, desde 1993, se encontraron niveles más altos de p,p’-DDT, lo que
indica una nueva fuente de DDT en el lago. Nuevas fuentes potenciales incluyen el uso
ilegal de DDT, aguas residuales domésticas vertidas en el lago, o transporte de larga
distancia en las corrientes de aire. El nivel medio de DDT en los sedimentos de 1993 a
1996 fue de 1.4 ppb. Esto es similar a los niveles encontrados en regiones vírgenes del
Hemisferio Norte, pero más bajos que los niveles reportados para los lagos urbanos del
Hemisferio Norte. Otro estudio en Chile, sobre fiordos en el sur del país, reportó niveles
de p,p’DDT entre 0.2 y 0.3 ppb (Bonert y Estrada 1998).
6 . 1 . 3Biota Acuática
La comparación de las concentraciones de organoclorados en el tejido de pescado entre
diferentes estudios está limitada por diferencias en la metodología analítica. Además,
las concentraciones en peces pueden depender, en parte, en las especies en cuestión. Por
ejemplo, algunas especies grasas de peces acumulan en sus tejidos niveles más altos de
organoclorados que otros peces. Una comparación precisa de niveles de organoclorados
es por lo tanto difícil. Una revisión en los estudios en diferentes países reveló que los
niveles de DDT en tejido de peces estuvieron muy a menudo por debajo de 100 ng/g
peso húmedo (ppb), (Allsopp et al. 2000a y b). Niveles notablemente altos, mayores de
1000 ppb se detectaron, por ejemplo, en EUA y Australia. Para América Latina, niveles
comparativamente bajos de DDT se indicaron en estudios de peces realizados en Chile
y Argentina, discutidos abajo. Sin embargo, la información está muy limitada y las
concentraciones de DDT reportadas en estos estudios pueden no ser representativas de
otras regiones en estos países.
Se detectaron altos niveles de DDT en peces en un estudio de siete especies de peces
tomados del Río Blanco y de las lagunas costeras La Camaronera y Alvarado en el
estado de Veracruz, México (Albert et al. 1988). La comparación con otros datos es,
sin embargo, imposible debido a que los niveles fueron reportados en una base de grasa
en vez de una base de peso húmedo, la cual es más a menudo la norma. Se encontraron
concentraciones de residuos de DDT de hasta 1947 µg/g (ppm), en una base de lípidos
42
extraídos. Las concentraciones más elevadas fueron encontradas en peces de lagunas
costeras. Se indicó que esta contaminación en tejido de peces sucedió como
consecuencia del vasto uso del DDT para controlar enfermedades transmitidas por
vectores en las regiones costeras. Un estudio más reciente sobre los peces de una laguna
costera en el estado de Chiapas, México, también encontró DDE en tejidos de peces
(Vázquez-Botello 1995). Se encontró que los crustáceos (bivalvos) de tres lagunas
costeras en el Golfo de México contenían niveles relativamente bajos de DDT (la
concentración media más alta de 5.6 ppb), (Botello et al. 1994).
Un estudio sobre el Río Biobio en el centro de Chile, encontró niveles de DDT en peces
distribuidos equitativamente a lo largo del río excepto en la Laguna Icalma, un área
cerca de la fuente del río, donde los niveles eran más bajos (Focardi et al. 1996). Los
niveles medios de residuos de DDT, (DDT + DDE), en músculo de dos especies de
peces tomadas cerca de la fuente, fueron de 390 y 687 ppb. Los niveles en músculo de
peces en otros sitios a lo largo del río, fueron más altos en un intervalo de 832 a 2788
ppb.
En el Río de La Plata, Argentina, se detectó DDT en un bivalvo y en varias especies de
peces (Colombo et al. 1990). Las concentraciones totales de DDT estuvieron en un
intervalo de 3 – 2200 ppb. Los niveles en la biota fueron comparables a los niveles
encontrados para la trucha de lago en los Grandes Lagos.
Tabla 1. Concentraciones e intervalos de concentraciones en ng/L ( ppt) de plaguicidas
organoclorados en aguas superficiales.
Ubicación
Heptacloro
Epóxido
1.9 (nd –
3.7)
Heptacloro
Dieldrin
Lindano
nd
-
24.8 (nd-61) Colombo et
al. 1990
Río
6.7
Uruguay,
Uruguay y
Argentina
Río Ipojuca, Brasil
Río
Choluteca,
Honduras
1.3 (<1.23.2)
0.9 (<0.83.2)
2.7 (<2.67.2)
2.0 (0.9-10)
Janiot et al.
(1994)
-
-
-
-
(nd –
57,800)
-
40,000
-
Sistema de
drenado
agrícola,
Noroeste de
México
-
-
27 (2-93)
160 (501880)
Araujo et
al. (1998)
Kammerbau
er and
Moncada
(1998)
Albert and
Armienta
(1977)
Rio de La
Plata,
Argentina
Total
DDT*
6 (nd – 9.2)
540 (332700)
nd denota no detectectado, - denota no reportado.
* Los valores de DDT no son directamente comparables dado que el número de
isómeros del DDT empleados para calcular contenido total de DDT varía entre estudios.
43
Referencia
Tabla 2. Concentraciones e intervalos de concentraciones ng/g peso seco ( ppb) de
plaguicidas organoclorados en sedimentos.
Ubicación
Total DDT
Heptacloro
Heptacloro
Epóxido
0.6 (0.0318.7)
Lindano
Referencia
Rio de La
Plata,
Argentina
Río Rato,
en la
cuenca del
RíoTapajós
Brasil
Paraíba do
Sul,sistema
del Río
Guandu,
Brasil
Sedimentos
Laguna del
valle
Zamorano,
Honduras
Lago
urbano,
condado de
San Pedro,
Chile
(muestras
de
sedimento
1993-6)
6.1 (0.991.4)
-
0.2 (0.112.2)
Colombo et
al. 1990
23.1
0.8
1.4
0.7
Torres et al.
(1999)
73.3
-
2.3
-
Torres et al.
(1999)
nd
5.0
-
nd
Kammerbau
er and
Moncada
(1998)
1.4
0.303
-
0.31
Barra et al.
2000
6.2 Heptacloro y Epóxido de Heptacloro
6.2.1 Aguas Superficiales
La Tabla 1 muestra que el heptacloro y/o su epóxido fueron detectables en la superficie
de las aguas de Argentina y Uruguay (Janiot et al. 1994, Colombo et al. 1990), y en
Brasil ( Araujo et al. 1998). En el río Uruguay (Janiot et al. 1994) y en el Río de La
Plata (Colombo et al. 1990), se detectó heptacloro a niveles bajos en algunas muestras,
mientras que en otras no se detectó en lo absoluto. Otro estudio en la cuenca del Río
Choluteca de Honduras, mostró que el heptacloro estaba presente a concentraciones
bajas en el agua de río, lagunas y pozos en más del 20% de las muestras evaluadas
(Kammerbauer and Moncada 1998).
En contraste con los estudios anteriores, se detectaron niveles de heptacloro
excesivamente altos en algunos sitios en la cuenca del Río Ipojuca en el Estado noreste
de Pernambuco, Brasil (Araujo et al. 1998). Las muestras tomadas durante 1995 y
44
1996 revelaron niveles de heptacloro/epóxido de heptacloro en varios sitios a lo largo
del Río, que frecuentemente eran superiores al límite máximo (0.01 µg/L, i.e. 10 ng/L o
ppt) establecido en la Resolución Ambiental Brasileña CONAMA. Los niveles fueron
notablemente altos durante la temporada seca en São Caetano (51,390 ppt) y Caruaru
(57,800 ppt). Según Araujo et al. (1998), el heptacloro es vastamente usado en Brasil
como formicida. Los autores concluyeron que por lo tanto, se podría inferir que una de
las principales fuentes de la contaminación por heptacloro en el Río Ipojuca era su uso
en programas de salud pública. En este estudio no se tomaron medidas de los niveles de
heptacloro en sedimentos y peces.
6.2.2 Sedimentos
Se monitoreó el heptacloro en los sediementos del Río de La Plata, Argentina (Colombo
et al. 1990) en sedimentos de lagunas en la cuenca del Río Choluteca, Honduras. Se
encontró epóxido de heptacloro en varios sitios del Río de la Plata (concentración media
de 0.6 ppb), mientras que el heptacloro se detectó en concentraciones algo mayores de
5.0 ppb en sedimentos de lagunas en Honduras. En un pequeño lago urbano en el
centro de Chile, se reportó una concentración promedio de heptacloro de 0.303 ppb en
sedimentos que fueron citados como representando los años 1993 a 1996 en un lago
urbano (Barra et al. 2000). En el sureste de Brasil, se detectó epóxido de heptacloro en
los sedimentos del sistema de los ríos Paraíba do Sul-Guandu a niveles de 0.2 a 4.0 ppb
(Torres et al. 1999) y de 3 a 4 ppb (Malm y Japenga 1997). En la cuenca del río
Tapajós en la parte norte del país, los niveles de epóxido de heptacloro estuvieron en un
intervalo de 0.1 to 4.4 ppb y los niveles de heptacloro de 0 a 1.6 ppb.
En México, un estudio en muestras de sedimentos tomadas de la cuenca del Río
Palizada en el Golfo de México reportó la presencia de heptacloro en algunas muestras
(Gold-Bouchot et al. 1993 y 1995). En sedimentos de lagunas y ríos de la costa del
estado de Chiapas, el heptacloro y su epóxido fueron algunos de los principales
plaguicidas organoclorados identificados (Vázquez-Botello 1995). El estudio señaló que
el heptacloro fue utilizado en el cultivo de algodón en esta región por muchos años
hasta que el cultivo fue eliminado en 1986. El uso de heptacloro para la agricultura en
México no ha sido registrado desde 1991 (Albert 1996).
6 . 2 . 3Biota Acuática
Un estudio en peces de una laguna costera en el Estado de Chiapas, México, reportó la
presencia de cinco plaguicidas organoclorados en el tejido de peces incluyendo el
heptacloro y el epóxido de heptacloro (Vázquez-Botello 1995). También se detectaron
el heptacloro y su epóxido en bivalvos de tres lagunas costeras en el Golfo de México
(Botello et al. 1994). Colombo et al. (1990) reportó la presencia de heptacloro y su
epóxido en la biota acuática del Río de La Plata, Argentina.
6.3
Dieldrin, Aldrin y Endrin
6 . 3 . 1Aguas Superficiales
Los niveles de dieldrin, aldrin y endrin variaron mucho entre los estudio en América
Latina. Un estudio sobre el Río Uruguay reportó que el dieldrin y aldrin eran
ocasionalmente encontrados en las muestras (concentración media 2.7 ppt), y en otras
ocasiones se encontraban por debajo del límite de detección (Janiot et al. 1994). Un
45
estudio anterior realizado en los ríos Uruguay y Paraná también encontró aldrin y
dieldrin en el agua del río (García Fernández et al. 1979). En México, un estudio
realizado en 1977 también reveló la presencia de dieldrin (concentración media 27 ppt),
(Albert y Armienta, 1977). En este estudio los niveles de aldrin y endrin eran señalados
como superiores a los niveles permitidos para descargas en estuarios en México. Un
estudio sobre la cuenca del Río Ipojuca en Brasil reportó que el aldrin y endrin eran
aparentes al nivel de traza en las muestras de agua de río recolectadas cerca de áreas
densamente pobladas (Araujo et al. 1998).
Un estudio más reciente sobre la cuenca del Río Choluteca de Honduras reportó niveles
extremadamente altos de dieldrin (40,000 ppt) en el agua de río con una frecuencia de
detección de 10-15% (Kammerbauer y Moncada 1998). También se detectaron el
dieldrin y aldrin en el agua de pozo y de lagunas con una frecuencia del 10-15%. El
estudio señaló que los niveles de aldrin y dieldrin en el agua de la cuenca del Río
Choluteca no cumplían con los estándares del agua de la US EPA. La concentración de
dieldrin reportada en el agua de río en este estudio excede los niveles reportados por
estudios para ríos en Asia, por 3 órdenes de magnitud (ver Allsopp et al. 2000b).
Diferentes áreas de la cuenca del Río Choluteca en Honduras fueron muestreadas en el
estudio, y se encontró que los niveles más altos dieldrin y algunos otros plaguicidas
organoclorados estaban en Choluteca, un área de una región de intensa exportación de
cultivos. Algunos niveles bajos se encontraron en una región de agricultura
moderadamente intensiva y los niveles más bajos en una región agrícola de subsistencia
tradicional. Esto es debido a que la agricultura intensiva para producir cultivos
comerciales de exportación utiliza las más altas cantidades de plaguicidas, aunque los
plaguicidas también son usados por los agricultores para cultivos de consumo propio. El
estudio señaló que la mayoría de los plaguicidas organoclorados fueron prohibidos
durante los años 80 en Honduras.
6 . 3 . 2Sedimentos
Pocos de los estudios anteriores sobre las aguas en la superficie también investigaron la
existencia de plaguicidas organoclorados en sedimentos. El estudio en la cuenca del río
Choluteca en Honduras reportó que el dieldrin se detectó en sedimentos de lagunas y en
peces de las lagunas (Kammerbauer y Moncada 1998). Un estudio sobre un lago urbano
en Chile central reportó la presencia de aldrin en muestras de sedimentos que eran
representativas de los años 1993 al 1996. En México, un estudio en muestras de
sedimento tomadas de la cuenca del Río Palizada en el Golfo de México reportó que el
aldrin, dieldrin y endrin eran detectables en algunas muestras (Gold-Bouchot et al.
1993 y 1995). En los sedimentos de lagunas y ríos de la costa del estado de Chiapas, el
aldrin fue el principal plaguicida identificado en las muestras (150.71 ppb) junto con el
heptacloro y el epóxido de heptacloro (Vázquez-Botello 1995).
En el sureste de Brasil, se detectó dieldrin en el sistema de ríos Paraíba do Sul-Guandu
a niveles en un intervalo de 3.8 a 21.2 ppb (Torres et al. 1999). En la cuenca del río
Tapajós en el norte de Brasil, se detectó dieldrin a niveles más bajos de 0.1-1.4 ppb y
también se encontró aldrin (0.3 to 0.6 ppb).
6.3.3 Biota Acuática
Un estudio en una laguna costera en el Estado de Chiapas, México, reportó la presencia
de aldrin en el tejido de pescado (Vázquez-Botello 1995). También se detectaron aldrin
y endrin en bivalvos de lagunas costeras en el Golfo de México (Botello et al. 1994).
46
Los niveles de aldrin (concentración media superior 6.61 ppb peso seco) y de endrin
(concentración media superior 10.61 ppb peso seco) fueron documentados. Estos
valores no pueden ser comparados con los niveles registrados por estudios de muchos
otros países ya que los niveles son usualmente dados en un peso húmedo en vez de una
base en peso seco.
6.4 α-HCH y γ -HCH (Lindano)
6.4.1 Aguas Superficiales
En un estudio sobre el Río Uruguay en Argentina y Uruguay, se encontró que el α-HCH
y lindano eran los plaguicidas más comúnmente encontrados (hasta concentraciones de
10 ppt, Janiot et al. 1994). De igual manera, el lindano fue el plaguicida organoclorado
dominante encontrado en el agua junto al Río de La Plata en Argentina con
concentraciones en un intervalo de 0.9 a 61 ppt (Colombo et al. 1990).
Se detectaron niveles más altos de HCH total (la suma de isómeros de HCH), en el agua
de río de la cuenca del Río Ipojuca en Brasil (Araujo et al. 1998). Los niveles fueron
los más altos (máximo 3760 ppt) en São Caetano, una región donde también se
encontró que el heptacloro era particularmente alto (ver sección 6.2 ). De hecho, la
mayoría de las muestras tomadas en este estudio en diferentes sitios a lo largo del Río
fueron superiores a los niveles máximos establecidos por la Resolución Ambinetal
Brasileña CONAMA (Araujo et al 1998). Otro estudio sobre la cuenca del Río
Choluteca en Honduras, reportó niveles altos de γ-HCH, o lindano, (media 5000 ppt) en
agua de manantial de La Lima, la cual es usada como agua para beber (Kammerbauer
and Moncada 1998). Esto excede el límite de la OMS para agua para beber de 3 ppb
(i.e. 3000 ppt).
6.4.2 Sedimentos
Los isómeros de HCH en sedimentos fueron identificados por estudios en México,
Chile, Honduras y Argentina. En Chile, un estudio en un pequeño lago urbano mostró
que tanto α- como γ-HCH estaban presentes en los sedimentos que fueron citados como
representativos de los años 1968 a 1996 (Barra et al. 2000). Los niveles fueron los más
altos en sedimentos que se relacionaban con años recientes. Las concentraciones para αHCH y γ-HCH estuvieron en 0.310 y 0.362 ppb respectivamente para 1993 a 1996. Los
niveles fueron similares a los reportados para sedimentos en el Río de Plata, Argentina
(ver abajo). El estudio resaltó que el lindano parece ser el plaguicida organoclorado más
común en las muestras de agua para beber, niebla y muestras de río en Chile. Su uso en
la agricultura fue prohibido en el país en 1998.
En el río de La Plata, Argentina, se detectó lindano en algunas muestras de sedimento a
una concentración media de 0.2 ppb (Colombo et al. 1990). En el norte de Brasil, se
detectó lindano en concentraciones de 0.1 a 1.8 ppb en la cuenca del río Tapajós. En
México, un estudio en muestras de sedimentos tomadas de la cuenca del Palizada en el
Golfo de México, identificó γ-HCH en algunas muestras (Gold-Bouchot et al.1993 y
1995). En la cuenca del Río Choluteca, Honduras, se encontró que el α-HCH estaba
presente en peces y sedimentos de lagunas (Kammerbauer and Moncada 1998).
47
6.4.3 Biota Acuática
Con referencia a los niveles de isómeros de HCH en peces, un estudio del Río Biobio en
Chile reportó concentraciones extremadamente altas de γ-HCH en músculo e hígado de
pescado en Nacimiento y Laja (Focardi et al. 1996). En estas regiones, los niveles en el
músculo de pescado estuvieron dentro de un intervalo de 59 a 773 ppb. Las
concentraciones eran de los valores más altos de lindano reportados en tejidos de peces
a nivel mundial. También se encontró lindano en peces de otras regiones del río. Los
niveles de otros isómeros, α and β- HCH fueron mucho más bajos que para el lindano,
en todos los casos menores a 1 ppb. El estudio señaló que la casi exclusiva presencia
del isómero γ-HCH a lo largo de la cuenca del río Biobio, con niveles particularmente
altos cerca de Nacimiento y Laja, es evidencia del masivo uso de plaguicidas tipo
lindano en esta área. Esto se debe al uso de plaguicidas para la agricultura y silvicultura.
También se resaltó que ya que el río es la fuente principal de agua para todo propósito,
incluyendo el beberla, los aspectos socioeconómicos de la contaminación también
deberían ser considerados.
En el Río de La Plata, Argentina, se detectó lindano en organismos acuáticos a un nivel
medio de 600 ppb de lípidos. Como esta cifra está reportada en una base de lípidos, no
puede ser comparada con otros estudios en que se reportan los resultados en una base de
peso húmedo.
6.5 Otros Plaguicidas Organoclorados y PCB
6 . 5 . 1PCB
Los PCB fueron raramente analizados por estudios sobre los ambientes acuáticos en
América Latina. Un estudio que evaluó los nivels de organoclorados en el Río de la
Palta, Argentina, reportó la presencia de PCB en el agua (6.4-56.5 ppt), en sedimentos y
en varias especies de peces y un bivalvo (Colombo et al. 1990). El estudio señaló que
los niveles en el agua y biota eran similares a los niveles encontrados en los Grandes
Lagos, una región con una conocida contaminación, alta en PCB. Las concentraciones
de PCB total en la biota (0.01 a 1.6 µg/g (ppm) ó 3.3-17.8 µg/g de lípidos) no
excedieron los límites de tolerancia establecidos para el consumo humano (2 µg/g). No
obstante, los niveles en una especie de pescado (1.2 a 1.6 µg/g) fueron bastante altos y
los autores señalaron que el consumo de dicho pescado puede representar una ruta
crítica de exposición para humanos. Otro estudio, en el área del Río Palizada en la costa
sureste del Golfo de México, encontró PCB (como el Aroclor, 12.99 ppb, peso seco) en
ostras (Gold-Bouchot et al. 1993 y 1995).
Un estudio en la cuenca del Río Biobio en el centro de Chile, reportó la presencia de
PCB en tejido de peces en varios sitios distintos a lo largo del río (Focardi et al. 1996).
Los niveles más altos se registraron para las especies de peces que habitan la cuenca del
Río (con una media de 1.842 ppm en grasa), un área cercana a los pueblos de
Concepción y Talcauano. Los niveles más altos de PCB fueron por lo tanto evidentes en
una región cercana a las áreas industriales. De igual manera, los más altos niveles de
HCB en peces (0.214 ppm en grasa) se observaron en esta región industrializada,
aunque también se detectó HCB en todos los peces muestreados a lo largo de la cuenca
del Río.
48
En el sistema de río Paraíba do Sul-Guandu en el sureste de Brasil, se detectaron PCB
en sedimentos de río en concentraciones de alrededor de 25 ppb. Un sutil incremento se
detectó cerca de una acería (hasta 60 ppb), (Torres et al. 1997). Torres et al. (1999)
señaló que los niveles bajos de PCB en sedimentos de río eran indicativos de diferntes
descargas pequeñas a lo largo de la cuenca. Una muestra de sedimento a profundidad
fue tomada cerca de la reserva Santana para investigar la presencia histórica de COP.
Los resultados mostraron niveles de PCB de 10.14 ppb en sedimentos cercanos a la
superficie. Sin embargo, hubo una creciente concentración de PCB al aumentar la
profundidad de los sedimentos, lo que refleja mayores entradas de PCB en el pasado
reciente (Torres et al. 1997). En la cuenca del Río Tapajós al norte de Brasil, también
fueron detectables los PCB. Los autores comentaron que la presencia de los PCB menos
clorados en la mayoría de las muestras indica un transporte atmosférico de estos
compuestos.
6 . 5 . 2Clordano
Un estudio en la cuenca del Río Choluteca en Honduras reportó que el clordano era
evidente en el 6% de las muestras de agua de río examinadas, y en el 5-10% de las
muestras de agua de pozo y lagunas (Kammerbauer and Moncada 1998). Los niveles
totales más altos de clordano (definidos como la suma de clordano, heptacloro, HE y
trans-nonaclor) se encontraron en el río Choluteca con cerca de 250,000 ppt a una tasa
de detección del 17%. El sistema de ríos El Yeguare en Zamorano y el río La Lima
tuvieron cerca de una décima de esta concentración a frecuencias de detección más
bajas. Los niveles de clordano encontrados en este estudio estaban por encima de los
estándares de la USEPA.
Un estudio en Río de La Plata en Argentina reportó que el compuesto C, el cual es un
componente hexaclorado del clordano grado técnico, fue detectado en varios sitios en lo
que fue considerado como concentraciones relativamente altas (0.4-28 ppt). También
fue evidente el trans-clordano en sedimentos y biota acuática. Un estudio sobre el área
del Río Palizada en la costa sureste del Golfo de México, analizó varias especies
distintas de biota acuática (Gold-Bouchot et al. 1993 y 1995). El estudio encontró que
los niveles de clordano en los mejillones (23.08 ppb, peso seco), y los niveles de PCB
en las ostras fueron más altos que otros plaguicidas organoclorados.
6 . 5 . 3Toxafeno
La mayoría de los estudios sobre los niveles de plaguicidas organoclorados en el
ambiente raramente evalúan el toxafeno. En la documentación se encontró un estudio
que investigaba los niveles de toxafeno en el Lago Xolotlán en Nicaragua (Calero et al.
1992). El estudio reportó que la fuente principal de la contaminación por plaguicidas en
este lago es la descarga de aguas residuales provenientes de una fábrica que ha
producido toxafeno desde 1965. El toxafeno no se detectó en las muestras de agua del
lago en estudio, aunque un análisis en 1990 sí encontró toxafeno en el agua a 200
metros del punto de descarga de la fábrica (365 ppb). El estudio detectó niveles muy
altos de toxafeno en el sedimento cercano a la descarga de la fábrica (359,000 ppb) y en
uno de cada 6 peces del lago, con 428 ppb en el tejido muscular.
49
6 . 5 . 4Endosulfán
Rutinariamente, los estudios no examinan el plaguicida organoclorado endosulfán, el
cual actualmente se usa para la agricultura en muchos países. En Honduras,
Kammerbauer y Moncada (1998) señalaron que el endosulfán era detectable en cerca
del 20% de las muestras de agua de río y de 5 a 10% en muestras de agua de pozo y
lagunas en la cuenca del río Choluteca, además de no cumplir con los estándares de la
USEPA. El endosulfán estaba también presente en los sedimentos de lagunas y en los
peces provenientes de lagunas. En México, el endosulfán fue detectable en peces de una
laguna costera del Estado de Chiapas (Vázquez-Botello 1995), y en bivalvos
provenientes de tres lagunas costeras en el Golfo de México (Botello et al. 1995). En
Brasil, el endosulfán fue detectable en la cuenca del río Tapajós (Torres et al. 1999).
50
7
AMBIENTE TERRESTRE
7.1 Aire
Muy pocos datos sobre los COP en el aire terrestre de Latinoamérica están disponibles
en la literatura científica. Kallenborn et al. (1998) reportaron que las concentraciones
de COP en el aire de la Antártida, como los γ-HCH, PCB y clordano, podían ser
influenciadas por el transporte a larga distancia en las corrientes de aire provenientes de
América Central y del Sur.
Un estudio en Argentina hizo una evaluación de la contaminación originada por el aire
al investigar los niveles de varios COP en las puntas de las coníferas (Wenzel et al.
1997). Las copas de las coníferas tomaban contaminantes del aire y por lo tanto podían
ser usados como indicadores de la contaminación atmosférica. En 1994 se tomaron
muestras de las puntas de los pinos provenientes de dos parques urbanos en Mendoza,
Argentina, y de los bosques en regiones remotas cerca de Potrerillos y Polvaredas. Los
resultados se compararon a los niveles presentes en las copas de los pinos de un área
urbana y de un sitio remoto en Alemania. En Argentina, los niveles pico de los isómeros
de HCH y los isómeros de DDT en uno de los parques urbanos fueron uno o dos
órdenes de magnitud más elevados que los niveles pico en regiones más remotas del
país. También eran uno o dos órdenes de magnitud más altos que los niveles
encontrados en Alemania. Este estudio observó que la reciente entrada sustancial
indicada para estos compuestos en el aire provenía de fuentes locales, posiblemente del
rociado con insecticidas. Los niveles de PCB en las puntas de los pinos eran del mismo
orden de magnitud en Argentina y Alemania. Los niveles de HCH fueron ligeramente
mayores en las copas de los pinos de Alemania, muy probablemente debido al mayor
grado de industrialización en ese país, particularmente en procesos de combustión.
7.2 Vegetación
En la documentación se hallaron pocos estudios de las concentraciones de metales
pesados en las plantas terrestres de América Latina (Wiersma et al. 1992 and 1990,
Ginocchio 2000). Sin embargo, no se encontraron estudios sobre los COP en la
vegetación. Un estudio en Brasil investigaba los niveles de dioxinas y PCB en la
composta (Grossi et al. 1998). La composta es utilizada como un acondicionador del
suelo, y el estudio mostró que es necesario examinarlo para estos contaminantes, para
evitar la amplia distribución de los mismos. Se tomaron muestras de composta de un
total de 21 plantas municipales composteras de desechos sólidos, situadas en los estados
de São Paulo, Rio de Janeiro, Espirito Santo, Paraíba, Rio de Grande Norte, Rio do Sul,
Amazonas y Distrito Federal (Brasilia). Los niveles de dioxinas (PCDD/Fs) variaban
entre 3 y 163 ng I-TEQ/kg, con un promedio de 42 ng I-TEQ/kg. Los niveles más altos
eran evidentes en áreas metropolitanas donde promediaban 57 ng I-TEQ/kg. El estudio
señaló que los valores eran comparables a los niveles de dioxinas encontrados en la
composta de Alemania. Los niveles de PCB en la composta brasileña variaban de 15 a
1690 µg total PCB/kg y promediaban 373 µg total PCB/kg . Esto es cerca de 3 veces
más bajo que el promedio de los niveles encontrados en la composta europea de cerca
de 1000 µg total PCB/kg.
51
7.3 Suelo
Muchos organoclorados persistentes tienen una alta afinidad hacia los suelos y son
retenidos en este medio. Dichos COP pueden ser tomados por las plantas y por animales
de pastoreo, y así entrar a la cadena alimenticia humana. También pueden ser arrojados
por los arrastres de tierra a las corrientes de agua. En las regiones tropicales
caracterizadas por fuertes precipitaciones, la erosión del suelo puede ser severa y los
suelos erosionados terminan como sedimentos en los ríos. Los suelos contaminados
pueden por lo tanto causar una significativa contaminación de las corrientes de aguas en
los países tropicales (e.g. Abdullah 1995).
En la literatura científica se encontraron sólo dos estudios de los niveles de COP en los
suelos de América Latina (Brasil) (Vieira et al. 1998). Esta falta de información de los
suelos ha sido señalada por otros autores, incluyendo a Mazari y Mackay (1993)
quienes comentan sobre la ausencia de información sobre los COP en los suelos
mexicanos.
Torres et al. (1998) investigaron los niveles de DDT en el suelo de la cuenca del río
Tapajós en el Amazonas brasileño. En esta región, varias áreas son rociadas con DDT
dos veces al año por las autoridades de Salud en Brasil para controlar la malaria. Las
muestras de suelo contenían hasta 922 ppb de DDT. Los resultados también indicaban
que el DDT y sus metabolitos alcanzan el sistema del río.
Vieira et al. (1999) investigaron los niveles de DDT en el suelo tropical Pau da Fome,
Jacarepaguá en Rio de Janeiro, Brasil. El área tenía leishmaniasis tegumentaria
endémica y el DDT fue después rociado en 1990. Las muestras de suelo tomadas cerca
de los sitios rociados (eg. Walls) tenían una media de concentraciones más alta para el
DDT y DDE (510.11 y 330.66 ng/g peso seco (ppb). Los niveles de DDT eran menores
para las muestras de puntos más distantes. Los autores señalaron que a pesar del tiempo
transcurrido, las concentraciones de DDT en el suelo eran altas. Se sugirió que la
bioacumulación en animales de granja podría ser un problema y esto está actualmente
en investigación.
Los únicos estudios de COP disponibles fueron estudios experimentales que evaluaban
el comportamiento de los plaguicidas DDT y atrazina en los suelos tropicales
(Langenbach et al. 2000, Monteiro et al. 1999, Andréa et al. 1994, Espinosa-González
et al. 1994).
7.4 Aves
La acumulación de COP en los tejidos y huevos de aves, son un reflejo de la
contaminación de estos contaminantes en la cadena alimenticia. La investigación de
COP en aves está muy limitada para América Latina. Varios estudios han sido
realizados en México, y un estudio en Chile, pero poca información parece disponible
para otros países. Los estudios se han centrado mucho en el DDT y sus isómeros. En
algunos casos, se evaluaron también otros plaguicidas organoclorados.
Una revista de la literatura de COP en aves mexicanas (Mora 1997), señala que un
estudio de Kiff et al. (1980) fue el primero en investigar el adelgazamiento del
cascarón del huevo de aves de presa en México. Este estudió informó que los
52
cascarones de huevo de los halcones murciélago (Falco rufigularis) y otros halcones (F.
femoralis) recogidos en el noreste de México de 1954 a 1967 eran 18 y 25% más
delgados respectivamente que los cascarones de huevo recogidos antes, en 1947; esto
es, antes de que se hubiera usado el DDT. Se encontró que todos los cascarones de
huevo contenían residuos de DDT, un químico asociado con el adelgazamiento del
cascarón. Para 1977, los cascarones de huevo de halcones en el estado de Veracruz, en
México, aún tenían altos residuos de DDE (promedio de 14.8 µg/g (ppm) peso húmedo,
estimando un 5% de lípido), lo que sugiere que una seria contaminación por DDT tuvo
lugar en México aún a finales de los años 70. Otra investigación realizada en los huevos
de varias aves de presa mexicanas, recolectados entre mediados de los años 50 y 70,
reveló la presencia de otros plaguicidas organoclorados en los huevos, incluyendo el
clordano, oxiclordano y heptacloro epóxido (analizado por Albert, 1996).
Una investigación del buitre negro (Coragyps atratus) del estado de Chiapas, al sureste
de México, durante los años 80 también reveló altos niveles de DDE en las muestras de
tejido (hasta 118.1 ppm, extracción base lípido) y una evidencia del adelgazamiento del
cascarón de huevo (analizado por Albert 1996). También se encontraron en las aves,
altos niveles de α- y β-HCH.
Durante la década de los 80, se realizaron pocos estudios sobre los niveles de COP en
aves residentes y migratorias de México. Se ha mostrado que ocho especies de aves
residentes en regiones agrícolas al noroeste de México (en los valles de Mexicali, Yaqui
y Culiacán), contienen varios plaguicidas organoclorados en sus tejidos, incluyendo
isómeros del DDT, HCH, dieldrin, oxiclordano, heptacloro epóxido, endrin, y PCB
(Mora y Anderson 1991). El DDE estuvo presente en sus concentraciones más altas
(0.009-26 ppm peso húmedo) y los autores consideraron que esto puede ser peligroso
para las aves de presa que se alimentan con dichas aves. Los huevos de garcetas
(Bubulcus ibis) en el Valle de Mexicali al noroeste, también tenían altas
concentraciones de DDE. Eran también detectables el DDE, HCB, endosulfán, dieldrin
y PCB. Además, se redujo el grosor de los cascarones de huevo (Mora 1991).
La investigación en los EUA ha llevado a la hipótesis de que varias especies de aves
migratorias que habitan varias áreas de los EUA han elevado los niveles de DDE en sus
tejidos debido a que sobre-invernan en México o América Latina (revisión de Mora,
1997). Sin embargo, hasta hoy la información está limitada y no muestra un patrón
claro de la creciente acumulación de DDE en relación con el sobre-invernar en México,
por lo menos para las aves del suroeste de los EUA (Mora 1997). Por ejemplo, pocos
estudios sobre aves en el noroeste de México han mostrado que tengan niveles de DDE
similares a las aves del suroeste de EUA. Un estudio en los estorninos de cola larga del
este de México y suroeste de EU en 1991, no mostró diferencias en los niveles de DDE
en las aves de ambos países, excepto para el estado de Veracruz en México, donde los
niveles eran más bajos. Con respecto al este de México, Mora (1997) enfoca su atención
al continuo uso de DDT en el estado de Chiapas para rociar las casas contra la malaria y
posiblemente en la agricultura. Mora (1997) señala que este estado es probablemente
uno donde la mayoría de las especies de aves migratorias pueden estar en riesgo de una
significativa acumulación de DDT y DDE.
En Chile central, se llevó a cabo un estudio en las aves y peces que vivían en la cuenca
del río Biobio (Focardi et al. 1996). En varias especies de aves de varios sitios a lo
largo del río se detectaron HCB, PCB, γ-HCH, isómeros de DDT y DDE. Como en el
53
pescado, los niveles más altos de PCB fueron encontrados en las aves que vivían cerca
de la desembocadura del río. Este es un reflejo de la urbanización del área. La media de
los niveles de PCB en los músculos de diferentes especies en la desembocadura del río
fueron de hasta 4398 ppb. De igual manera, también se encontró HCB a sus niveles más
altos (hasta 152 ppb en músculos) cerca de la desembocadura del río. La contaminación
por DDT y DDE en los tejidos de las aves fue evidente a lo largo del recorrido del río.
Los niveles eran generalmente más bajos en las aves que habitaban cerca de la fuente
del río. Se reportaron niveles de DDT entre 500 y 2000 ppb. Para los isómeros de DDT
y p,p’-DDE, se observaron niveles medios de hasta 3401 ppb.
54
8
ALIMENTOS
La contaminación ambiental ha llevado a la contaminación de los alimentos para
humanos con COP. Las descargas y deposición de COP en el ambiente acuático, da
como resultado final la contaminación de peces con COP. De manera similar, la
deposición atmosférica de los COP en el suelo y plantas, lleva a su contaminación y
consumo posterior, por ejemplo, por vacas, y resulta en la contaminación de leche y
carne. Además, la aplicación directa de plaguicidas organoclorados, conlleva la
presencia de residuos en los cultivos. También sucede la contaminación en la cadena
alimenticia humana cuando los desechos contaminados se mezclan con los productos
para alimentar el ganado o directamente en la comida destinada para el consumo
humano.
En todo el mundo se han detectado organocloradoss en los productos para alimentación,
incluyendo el pescado, carne, productos lácteos, cereales y vegetales. De hecho, para la
población en general, la mayor exposición a los COP se presenta a través del consumo
de alimentos. Se han hecho muchos estudios para evaluar las concentraciones de
organocloradoss persistentes en varios tipos de alimento; sin embargo, los datos son
limitados. La información en América Latina sobre los productos alimenticios está
particularmente limitada, ya que todos estos estudios se han realizado en países
industrializados.
8.1 Productos Lácteos
La información sobre COP en los productos lácteos estuvo limitada a México y
Argentina. Los resultados de tres estudios se dan en la Tabla 1. La Tabla 2 da los límites
regulatorios establecidos para los niveles de organocloradoss en la leche y huevo.
Tabla 1. Residuos de organoclorados en la Leche (µg /kg grasa, ppb) reportados en
América Latina
País
Argentina
Químico
α-HCH
γ-HCH
HCB
Total Heptacloros
Aldrin + Dieldrin
Clordano (α+γ)
Endosulfán (I+II)
Total DDT
Leche
8.51
42.11
6.81
54.91
38.81
23.21
16.91
9901
Mantequilla
Queso
México
HCB
α-HCH
β-HCH
γ-HCH
Total HCH
P,p’-DDE
Total DDT
Heptacloro
Heptacloro epóxido
α-endosulfán
β-endosulfán
1411
1511
4911
3011
9411
4411
1592
232
72
82
52
162
172
782
332
932
332
492
503
303
1403
103
1403
13803
14203
352
152
32
Referencias: 1Maitre et al. , 1994; 2Walizewski et al. , 1997; 3Albert 1990
55
Tabla 2. FAO/OMS niveles máximos recomendados (ppb) para Leche y Huevo.
Químico
Aldrin & Dieldrin
Clordano
DDT
Endrin
Heptacloro
HCB
Lindano
Leche
6
2
20
0.8ª
6
Nivel no establecido o revocado
10
Productos lácteos >2% grasa
(valor expresado como µg/kg grasa)
150
50
100
20
150
Nivel no establecido o revocado
250
Huevos
100
20
100
200a
50
Nivel no establecido o revocado
100
Fuente: Joint FAO/OMS Food Standards Programme Codex Alimentarius Commission
(1998). (a) FAO/OMS Codex Alimentarius 1993.
8 . 1 . 1D D T
Los quesos de dos regiones de México estaban altamente contaminados con DDT y sus
metabolitos, cuando la producción de lácteos se iniciara en tierras previamente usadas
para el cultivo de algodón (Albert, 1990). El total de los residuos de DDT se calcularon
en 1420 ppb en las muestras de una región. El estudio reportó que estos residuos eran
mucho mayores al nivel máximo recomendado de 1000 ppb para el queso, como lo
establece la OMS. El límite máximo reportado de residuos para esta sustancia en el
queso ha sido reducido desde entonces a 50 ppb en grasa.
86 de 202 (43.5%) muestras de leche provenientes de México contenían p,p’-DDT,
DDE y p,p’-DDE. Los residuos de DDT variaban mucho entre las muestras desde 10
hasta 82 ppb. Estos niveles no exceden los límites regulatorios. El 68% de las muestras
provenían de áreas al centro-sur del país. En Argentina, los residuos de DDT en la leche
(990 ppb) excedieron los límites recomendados por la OMS/FAO en todos los casos.
Las muestras de mantequilla provenientes del estado de Veracruz, México, fueron
analizadas y no excedieron los límites de la OMS. Los autores observaron, sin embargo,
que se debería ejercer algún tipo de precaución al interpretar los datos ya que ninguna
de las muestras se obtuvo a través de métodos probabilísticos de muestreo (LópezCarillo et al. , 1996)
8 . 1 . 2Heptacloro y Epóxido de Heptacloro
El total de los heptacloros se detectaron a una concentración de 54.9 ppb en la leche
proveniente de Argentina (Ver Tabla 1), (Maitre et al. , 1994; Wong y Lee, 1997). La
leche en México también mostró altos residuos de heptacloro aunque el valor reportado
era significativamente menor que (aproximadamente la mitad) el mismo valor para la
leche en Argentina. Los niveles de DDT detectados en la leche proveniente de
Argentina y México se encontraban en un orden de magnitud mayor al máximo
recomendado para el heptacloro y su epóxido de 6.0 ppb (OMS/FAO 1998). Estos
valores contrastaron fuertemente con los encontrados en el sur de Asia. En Tailandia y
Vietnam, los residuos de heptacloro y heptacloro expóxido estaban consistentemente
debajo de 5 ppb (Tanabe et al. , 1991; Kannan et al. , 1992).
En un estudio de muestras de mantequilla en Argentina, el 5.9% de las muestras
analizadas (n=146) excedió los límites de seguridad para el heptacloro (Lenardon et al. ,
1994).
56
8 . 1 . 3Aldrin y Dieldrin
Hay poca información disponible sobre aldrin y dieldrin en los productos lácteos. El
3.4% de las muestras de mantequilla (n=146) analizadas en Argentina mostraron
residuos en exceso de las concentraciones recomendadas para aldrin/dieldrin (Lenardon
et al., 1994).
8 . 1 . 4Lindano y otros HCH
Un estudio realizado en Veracruz, México, encontró que los residuos de α-HCH eran
detectables en 92% de las muestras examinadas, en una concentración media de 15 ppb.
63.3% de las muestras de leche contenían β-HCH en una concentración promedio de
49 ppb. También se detectó lindano (γ-HCH) en el 80% de las muestras a una
concentración media de 30 ppb. El total de compuestos HCH en la leche fue de 94 ppb,
cerca del límite de tolerancia de la FAO/OMS vigente de 100 ppb (Waliszewski et al. ,
1997). Este límite ha sido reducido desde entonces a 10 ppb (FAO/OMS 1998). Se
pensó que la presencia de estos compuestos en productos lácteos era resultado del uso
de lindano en Veracruz como un plaguicida para programas de control de vectores de
ganado, y o para el control de plagas agrícolas (Waliszewski et al. , 1997).
1.4% de las muestras de mantequilla analizadas en Argentina (n=146) contenían
residuos de HCH superiores a los límites recomendados (Lenardon et al. , 1994).
8.2 Carne
La única información encontrada en la documentación sobre niveles de COP en la
carne, fue para México. La Tabla 3 muestra los resultados de esta investigación y la
tabla 4 da los límites regulatorios.
Tabla 3. Residuos de Plaguicidas Organoclorados (ppb en grasa) en la carne de vaca
en México.
País
México
Químico
HCB
α-HCH
β-HCH
γ-HCH
p-p’-DDE
Total DDT
Carne de vaca
773
1323
3103
913
783
25453
Referencias
Walizewski et al. , 1997
Tabla 4. Niveles máximos recomendados por la FAO/OMS (ppb en grasa ) para Carne
Químico
Aldrin & Dieldrin
Clordano
DDT
Endrin
Heptacloro
Lindano
Carne (genérica)
200
50
5000
100
200
2000
57
Aves de Corral
500
500
1000
200
700
Fuente: Joint FAO/OMS Food Standards Programme Codex Alimentarius Commission
(1993).
8 . 2 . 1D D T
El DDT y/o sus metabolitos se detectaron en 100% de las muestras de carne analizadas
en México (Waliszewski et al. , 1997). La media total de los DDT sumó 2,545 ppb.
Las últimas recomendaciones de la Comisión Codex Alimentarius han introducido un
límite menor de 500 ppb en grasa (FAO/OMS 1998). Las muestras de carne mexicana,
por lo tanto, mostraron una concentración media 5 veces superior al límite recomendado
por el Codex.
8 . 2 . 2H C B
El hexaclorobenceno fue detectado en 47% de las muestras de carne bovina examinadas
en la región de Veracruz, México (Waliszewski et al. , 1997). No hay, en el presente,
reportes de la FAO/OMS sobre límites recomendados para estos compuestos
(FAO/OMS 1998).
8 . 2 . 3Lindano y otros HCH
El total de la carga de HCH encontrada en 165 muestras de carne tomadas en Veracruz,
México, tuvieron una media de 728 ppb, que el autor reportó como superior al valor
modelo de la FAO/OMS (Waliszewski et al. , 1997). El que sea el valor promedio el
que exceda la recomendación de la FAO/OMS es especialmente alarmante, pues indica
una contaminación bovina generalizada en esta región de México.
8.3 Fruta, Vegetales y Otros Cultivos
Los plaguicidas son ampliamente usados en la agricultura y horticultura para asegurarse
de alcanzar los objetivos de producción y de calidad, y para el control de hierbas.
Inevitablemente, algunos residuos permanecen en los cultivos para alimentación cuando
se utilizan estos métodos (Dejonckheere et al. , 1996). La aplicación de plaguicidas en
los cultivos no es, sin embargo, la única manera en la que los productos alimenticios
pueden contaminarse. En áreas donde el uso de plaguicidas para la salud pública
prevalece para el control de enfermedades como la malaria, el rociado de propiedades
residenciales puede resultar en la contaminación concurrente de artículos alimenticios.
La investigación que fue localizada sobre COP en cultivos de América Latina, estaba
limitada a un estudio Brasileño sobre residuos de endosulfán. En Brasil, el uso del
endosulfán está restringido por la regulación para uso en caña de azúcar y cacao, donde
se ha establecido un límite para varios residuos en 10 ppb, en el café, donde se ha
establecido un límite global de residuos de10 ppb y un límite superior de 40 ppb en
granos de café. Un programa de monitoreo, sin embargo, reportó residuos de
endosulfán de entre 4 y 220 ppb en fruta producida localmente y vegetales de los
alrededores de la ciudad de Belo Horizonte en el sur del país. Endosulfán ha sido
encontrado en fresas producidas comercialmente, donde hasta un 29% de las muestras
estuvieron contaminadas en un estudio que comprendió el período 1983-1988. Fresas de
la región de Campinas también presentaron contenidos variables de endosulfán con
residuos que alcanzaron un máximo de 60 ppb. En un estudio de residuos de endosulfán
en tomate, 28% de las muestras presentaron residuos, aunque sólo un productor admitió
58
haber empleado el producto, y un nivel máximo de residuo de 510 ppb fue detectado
(Araújo et al. , 1999).
8.4 El incidente de contaminación de alimentos por PCB
y dioxinas – desechos de cal de Brasil
El uso de gránulos contaminados de pulpa de cítricos provenientes de Brasil en
alimento animal condujo a la contaminación de la leche con dioxinas en Alemania hacia
fines de 1997 y principios de 1998. Algunas leches excedían los niveles permitidos al
nivel nacional. La pulpa de cítricos también fue empleada como alimento para animales
en 12 países de la Unión Europea. Un total de 92,000 tons de gránulos de pulpa cítrica
tuvieron que ser descartados. La fuente de la contaminación en el alimento resultó
provenir de residuos de cal contaminada generada como sub-producto por Solvay en
Brasil. La cal de desperdicio es convertida a una forma que es posteriormente
adicionada a la pulpa cítrica para alimento de animales. El incidente es discutido con
más detalle por Allsopp et al. (2000a)
.
59
9
HUMANOS
Como consecuencia de sus propiedades de ser persistentes, lipofílicos y bioacumularse,
y la tendencia de algunos a biomagnificarse en las cadenas tróficas, la exposición a
largo plazo a concentraciones relativamente pequeñas de COP conduce a la
acumulación de depósitos considerables en los tejidos de animales y humanos. Los
estudios que han monitoreado niveles de COP organoclorados en el tejido humano, dan
evidencia científica de que los humanos están expuestos a estos químicos. De hecho, la
investigación de varios países ha demostrado que cantidades medibles de plaguicidas
organoclorados, PCB y PCDD/F están presentes en el tejido adiposo, sangre y leche
materna humana (Jensen y Slorach 1991). Los niveles para medir los COP en los
tejidos, son una forma fiel y precisa de evaluar la exposición humana a estos
contaminantes ambientales.
Hay varios problemas que pueden entorpecer las comparaciones entre estudios que
documentan los niveles de organoclorados en tejidos humanos. Estos problemas se
originan de las diferencias en los métodos científicos utilizados para determinar las
concentraciones de contaminantes. Como consecuencia, es difícil una comparación
directa de los resultados entre los estudios. Sin embargo, en este informe se hace una
comparación de dichos estudios porque esto puede dar al menos una indicación
aproximada de la variación en los niveles de contaminantes organoclorados en
diferentes países.
Con respecto a la leche humana, los COP se han acumulado en el cuerpo de la mujer a
lo largo de su vida y pasan al niño lactante a través de la leche materna. En algunos
países los niveles de COP en la leche materna son motivo de gran preocupación dados
los impactos potenciales en el niño. A diferencia de los COP en los alimentos, los COP
en la leche materna no pueden ser regulados. Sin embargo, es posible determinar si la
Ingesta Diaria Aceptable (IDA) de los COP en la leche materna se excede. La IDA es
un valor calculado por autoridades regulatorias para estimar si los niveles en los
alimentos son "seguros". La aplicabilidad de la IDA a los niños de pecho es
cuestionable debido a que la IDA está diseñada para impedir efectos negativos a la
salud en la exposición durante la vida entera de un adulto de 70 kg. No obstante, dado
que un niño es probablemente más vulnerable en su etapa de vida que un adulto a las
agresiones tóxicas de los químicos, se ha propuesto que la IDA sea menor para los
niños, y por lo tanto, las IDA actuales no deben ser excedidas por los lactantes.
Previamente se ha calculado que la IDA establecida por la US EPA y la OMS para las
dioxinas/furanos es excedida por los niños lactantes. Un informe previo de Greenpeace
también señaló que la IDA para algunos plaguicidas organoclorados es excedida por la
leche humana en algunos países (Allsopp et al. 1998). En este informe, las
estimaciones de si la IDA actual para los plaguicidas organoclorados es excedida, se
interpretan basadas en niveles medios de COP encontrados en leche materna. Los
niveles registrados por algunos estudios muestran que la IDA para los niños de pecho es
excedida por el DDT en México y el dieldrin en Brasil. Es de gran interés que la IDA
actual sea excedida por los niños de pecho, aunque la relevancia de esto para la salud es
desconocida. De hecho, es cuestionable si la IDA es efectiva para proteger la salud
humana en general. Sin embargo, es muy importante señalar que a pesar de los
60
contaminantes en la leche humana, los expertos recomiendan el amamantar dadas las
muchas ventajas que ofrece al niño (OMS 1996, MAFF 1997).
9.1 Dioxinas (PCDD/F) y PCB
El conjunto más amplio de estudios hasta realizados sobre de los niveles de PCDD/F y
PCB en el tejido humano de muchos países fue realizado por la Organización Mundial
de la Salud (OMS) en muestras de leche materna a finales de los años 80 y principios de
los 90 (OMS 1996). Este estudio fue emprendido para evaluar la exposición a PCDD/F
y PCB a que los niños estarían sometidos por la alimentación de pecho y los posibles
riesgos a la salud de dicha exposición. El estudio cubrió muchos países del este y oeste
de Europa, Canadá y Pakistán. No se incluyeron países Sudamericanos en este estudio.
De hecho, sólo hay un estudio en la documentación científica sobre dioxinas en la leche
humana en América Latina (Paumgartten et al. 2000). Este estudio reunió muestras de
leche de 40 madres que eran residentes en el área urbana de Rio de Janeiro en 1992. Las
muestras de leche fueron reunidas en una muestra y luego analizadas. La concentración
de dioxinas en la leche fue de 8.1 pg TEQ/g de grasa de leche (o ppt TEQ), y de PCB
(total) 0.15 µg/g en grasa de la leche. En comparación con los niveles de dioxinas
reportados en el estudio de la OMS, el nivel de dioxinas en el estudio de Brasil es
relativamente bajo. Por ejemplo, los niveles de dioxinas más altos reportados para un
pequeño número de países en el estudio de la OMS fue de 20 – 30 ppt TEQ, mientras
que la mayoría de los países tuvieron niveles de 10 – 20 ppt TEQ. En algunos países se
encontraron niveles de 4 – 10 ppt TEQ, similares a los del estudio brasileño.
Para los PCB, un estudio previo en muestras de leche materna provenientes de madres
en Porto Alegre en 1987/88 reportó que los PCB estaban debajo del límite de detección.
En el estudio de Río de Janeiro, los PCB eran detectables. Tanto el estudio de la OMS
como el de Rio de Janeiro monitorearon 6 PCB marcadores (PCB-28, -52, -101, -138, 153, -180). Una comparación de estos resultados muestra que la suma total de los PCB
marcadores encontrados en la leche materna en Brasil (104 ng/g grasa, ppb), estaba en
el límite más bajo del intervalo de valores para otros países documentados por la OMS.
Tabla 1. Niveles Medios de Plaguicidas Organoclorados en Leche Materna en una base
de lípidos (ppm)
País
Sao Paulo,
Brasil
Urbano
Rural
Sao Paulo,
Brasil
(1983/4)
p,p’DDT
(Total
DDT)
1.8
0.77
PortoAlgre,
Brasil
(1987/88)
Rio de
Janeiro,
γ-HCH
Dieldrin
0.12
2.53
Detectado
en 1 de 37
muestras a
0.038
0.07
0.02
0.9
0.02
Beretta y
Dick 1994
0.18
1.52
0.023
0.012
0.27
0.005
Paumgartte
n et al.
61
HCB
β -HCH
(Total
HCH)
0.73
2.13
p,p’DDE
0.0344
Referencia
Sant’Ana
et al.
(1989)
Matuo et
al. 1992
Brasil
(1992)
Veracruz,
México
(1994/5)
2000
1.271
5.017
0.047
0.561
0.022
Waliszews
ki et al.
1996
9.2 DDT y DDE
9 . 2 . 1Población General
El DDT y sus metabolitos DDE y DDD son encontrados comúnmente en muestras de
tejido humano, y han sido reportados como el contaminante más difundido en la leche
humana (Jensen and Slorach 1991). En muchos países, a pesar de ser prohibidos hace
varios años, los compuestos del DDT continúan encontrándose en tejidos humanos,
demostrando la notable persistencia biológica de este químico (Sonawane 1995). Los
isómeros p,p’-DDT y p,p’-DDE son los mayores contribuyentes al total de las
concentraciones de DDT en la leche materna; los otros isómeros se hacen presentes a
niveles mucho más bajos (ASTDR 1997).
Los países donde se encuentran niveles muy altos de DDT y DDE en tejido humano son
aquellos donde aún se usa el DDT en la agricultura o para controlar enfermedades
transmitidas por vector como la malaria. Por lo tanto, no es de sorprender que los
niveles más altos en leche humana hayan sido registrados en Asia, África y América del
Sur. En países occidentales, el DDE es el mayor producto de descomposición del DDT,
y el mayor contribuyente al total de las concentraciones de DDT. Sin embargo, en
países donde aún se usa el DDT, el DDE contribuye menos al total (cerca de 50%)
mientras que los compuestos del DDT contribuyen más (Kalra et al. 1994).
La Tabla 1 muestra niveles de DDT y DDE en leche humana, reportados en estudios
para Brasil y México. Desde 1985 hasta el presente, no se han encontrado estudios de
DDT en leche humana para otros países de América Latina. En una base global, los
niveles de DDT mayores a 1 ppm en la leche humana deben ser considerados como
altos y dichos niveles sólo han sido registrados en pocos países (ver Allsopp et al.
1998). Los niveles de DDT reportados para la leche humana en México (1.27 ppm),
(Waliszewski et al. 1996), son por lo tanto, relativamente altos. Similarmente, tomando
en cuenta los niveles mundiales de DDE, los niveles mayores a 2.5 ppm en la leche
humana deben ser considerados relativamente altos. Por lo tanto, los estudios en
América Latina indicaron que los niveles de DDE tanto en Brasil (2.53 ppm), (Beretta
and Dick 1994), como en México (5.01 ppm), (Waliszewski et al. 1996) eran altos. Un
estudio en los impactos de DDT en durante el período de lactancia en las mujeres de la Comarca
Lagunera al norte de México, encontró niveles particularmente altos de DDE en la leche
materna (Gladen and Rogan 1995). De las 229 mujeres estudiadas, 55% tenía niveles de
DDE entre 2.5 - 7.5 ppm, 23% tenía niveles de 7.5- 12.5 ppm y 9% tenía niveles
similares o mayores a 12.5 ppm. En comparación, en los EUA y algunos países
Europeos se han reportado niveles de DDE menores a 1 ppm, mientras que otros países
Europeos tienen niveles de 1-2 ppm en la región. Otro estudio realizado en Río de
Janeiro, Brasil, reportó niveles de DDE (1.52) cayendo dentro de la segunda categoría
(Paumgartten et al. 2000).
Las diferencias regionales marcadas en los niveles de DDT y DDE en la leche humana
son aparentes en países donde el DDT aún se utiliza. Por ejemplo, se encontraron
62
niveles más altos de DDT y DDE en leche humana de áreas suburbanas en Veracruz,
México, que en áreas urbanas. Se reportó que esto fue debido al rociado de DDT en
áreas suburbanas para el control de malaria, lo que resultó en la inhalación de los
vapores de DDT por las madres, causando una exposición extensa y una eliminación
eventual en la leche materna. Los niveles de DDT y DDE en la leche materna, fueron
respectivamente de 0.422 y 2.709 ppm en el Veracruz urbano, contra 2.460 y 8.253 ppm
en el área suburbana (Waliszewski et al. 1996). En áreas no agrícolas y no tropicales de
México, tales como la Ciudad de México, se encontró que el DDT aún se acumula en
los tejidos humanos pero en menor grado. Por ejemplo, se reportó que los niveles
medios de p,p’-DDE en la leche materna eran de 0.594 ppm (Lopez-Carillo et al.
1996). Esto es 10 veces menor que la media de 5.017 ppm en la leche humana en el área
tropical de Veracruz.
Las diferencias en los niveles de DDT fueron también aparentes entre los estudios
realizados en Porto Alegre, Brasil, (Beretta y Dick 1994), y en Rio de Janeiro
(Paumgartten et al. 2000). Por ejemplo, los niveles de DDE fueron de 2.53 ppm en Rio
de Janeiro contra 1.52 ppm en Porto Algre. Otros plaguicidas organoclorados en la
leche humana también fueron menores en Rio de Janeiro. Este estudio señaló que ya
que Brasil tiene una gran variedad de escenarios geográficos, diferentes grados de
industrialización y diferentes hábitos alimenticios, los datos de la población de Río de
Janeiro no pueden reflejar la situación del país como un todo.
9 . 2 . 2Niños Lactantes
Si los niveles totales de DDT en leche humana exceden 3.8 mg/kg grasa (ppm),
entonces las IDA para los lactantes serán excedidos. Un estudio en Veracruz, región
tropical de México, reportó niveles de 5.017 ppm de DDE más 1.27 ppm de DDT
(Waliszewski et al. 1996). La IDA es por tanto excedida en esta región. La IDA para
DDT también se ha reportado que es excedida para lactantes en algunos países africanos
y asiáticos (Allsopp et al. 1998).
9 . 2 . 3Exposición Laboral
La exposición laboral al DDT puede resultar en muy altos niveles de los compuestos
DDT y DDE. Un estudio en Veracruz, México, investigó los niveles de DDT en tejido
adiposo de un grupo de trabajadores cuyo oficio consistía en rociar casas con DDT y
otros plaguicidas para controlar vectores de malaria (Rivero-Rodriguez et al. 1997). Se
hicieron comparaciones con la población general del estado de Veracruz para los cuales
los niveles en tejido adiposo pueden reflejar exposición directa a las campañas
sanitarias y exposición a través de la dieta, (concentración media p,p’-DDT de 1.34
ppm, p,p’-DDE de 14.1 ppm y DDT total 15.65 ppm en grasa), (Waliszewski et al.
1995). Los niveles totales de DDT en tejido adiposo de trabajadores que rociaron DDT
fue identificada como 6 veces superior que los niveles en la población en general
(media p,p’-DDT de 31.0 ppm en grasa, p,p’-DDE de 60.98 ppm en grasa, DDT total de
104.48 ppm en grasa), (Rivero-Rodriguez et al. 1997)
Se realizó un estudio en 26 trabajadores contratados para rociar DDT y HCH para
controlar vectores de enfermedades en la ciudad de São José do Rio Preto, São Paulo,
Brasil (Minelli y Ribeiro, 1996). El estudio encontró que el DDT y DDE eran
significativamente elevados en la sangre de los trabajadores en comparación con un
grupo control de trabajadores no expuestos. Las concentraciones medias de p,p’-DDE y
63
p,p’-DDT en los trabajadores fue de 64.3 y 13.5 µg/L (ppb) respectivamente,
compradas con 14.3 y 1.5 ppb en los trabajadores no expuestos. Para la media total de
DDT, esto sumó un nivel 4.7 veces mayor en la sangre de los trabajadores comparados
con los del grupo control. Se encontró que en este estudio brasileño los niveles de DDE
y DDT en los rociadores de plaguicidas fueron más altos que los niveles encontrados en
la sangre de trabajadores de Honduras en un estudio realizado en 1989 (media de p,p’DDE 42.5 ppb, p,p’-DDT de 2.69 ppb). Sin embargo, se reportaron niveles más altos
en la sangre de los rociadores para el control de malaria en Venezuela y en los
trabajadores contratados dentro del programa para el control de vectores del estado de
Bahía, Brasil (ver Minelli y Ribeiro, 1996).
9.3 Isómeros del HCH
9 . 3 . 1Población General
De los isómeros del HCH, el β-HCH, es globalmente el más persistente y difundido en
la leche materna. Los niveles de β-HCH reportados para Brasil y México (0.27 – 0.561
ppm) están en el intervalo de los niveles reportados para otros países (ver Allsopp et al.
1998), y son menores que los niveles reportados para India y China (4-8 ppm). Un
estudio en Botucata, São Paulo, Brasil, observó que los niveles totales de HCH (α, β, γHCH), en la leche materna eran, en promedio, 3 veces más altos en regiones rurales que
en regiones urbanas (Sant’Ana et al. 1989). Esto fue atribuido al uso del HCH en la
agricultura en regiones rurales así como en el rociado casero para enfermedades rurales
endémicas.
9 . 3 . 2Niños Lactantes
Si los niveles de γ-HCH en la leche humana exceden 0.19 mg/kg grasa (ppm), entonces
se está excediendo la IDA para los niños lactantes. Ninguno de los estudios en América
Latina reportó niveles superiores a esta cifra.
9 . 3 . 3Exposición Laboral
Se realizó un estudio a 26 trabajadores contratados para rociar DDT y HCH para
controlar enfermedades transmitidas por vector en la ciudad de São José do Rio Preto,
São Paulo, Brasil (Minelli y Ribeiro, 1996). Los niveles de β-HCH en la sangre de los
trabajadores (media de 31.8 ppb) fueron considerablemente más altos que los niveles en
la sangre detectados en los trabajadores no expuestos (3.3 ppb). Los niveles en la sangre
de los trabajadores eran mayores que los registrados para los trabajadores en Honduras
en 1989 (ver Minelli y Ribeiro 1996).
9.4 Otros Plaguicidas Organoclorados
Otros plaguicidas que han sido detectados en la leche materna en América Latina
incluyen el dieldrin, HCB y heptacloro epóxido. El dieldrin fue detectado por tres
estudios en Brasil y el HCB fue detectado en Brasil y México (ver Tabla 1). Para el
dieldrin, los niveles reportados para varios países del mundo, se encuentran en un
intervalo de 0.01 a 0.1 ppm, y los niveles en América Latina entran en este intervalo.
Los niveles de HCB en la leche materna en México y Brasil, estaban en el límite
inferior del intervalo de valores para muchos países (ver Allsopp et al. 1998).
64
El epóxido del heptacloro también fue registrado en la leche humana en Brasil, en Río
de Janeiro (0.008 ppm), (Paumgartten et al. 2000), y en Porto Alegre (0.02 ppm), pero
no en Veracruz, México (Waliszewski et al. 1996). Estos son similares a los niveles
encontrados en estudios de otros países (see Allsopp et al. 1998).
9 . 4 . 1Niños Lactantes
Si los niveles de dieldrin más los de aldrin exceden 0.19 mg/kg de grasa (ppm),
entonces se excede la IDA para un niño lactante. Todos los estudios presentados en la
Tabla 1 para Brasil, reportaron niveles en leche materna que excedían este valor. Para el
HCB y el heptacloro epóxido no se excede la IDA.
65
10
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