DESARROLLOS DE NIVELES GUIA NACIONALES DE ......II.1) Introducción La evaluación del poder deletéreo de la familia de los difenilos policlorados por vía oral comprende diversos

República Argentina

Subsecretaria de Recursos Hídricos de la Nación

Niveles Guía Nacionales de Calidad de Agua Ambiente PCBs

DESARROLLOS DE NIVELES GUIA NACIONALES DE CALIDAD DE AGUA AMBIENTE CORRESPONDIENTES A DIFENILOS POLICLORADOS

Diciembre 2004

INDICE pág. I) Aspectos Generales ....................................................................................................... I.1 II) Niveles guía de calidad para fuentes de provisión de agua para consumo humano

correspondientes a difenilos policlorados..................................................................

II.1 II.1) Introducción .............................................................................................................. II.1 II.2) Cálculo del nivel guía de calidad de agua para consumo humano .......................... II.2 II.3) Remoción esperable de las tecnologías de tratamiento ............................................ II.2 II.4) Especificación de niveles guía de calidad de agua para la fuente de provisión ....... II.3 II.4.1) Fuente superficial con tratamiento convencional .................................................. II.3 II.4.2) Fuente superficial con tratamientos especiales ..................................................... II.3 II.4.3) Fuente subterránea sin tratamiento o cuando éste consiste en una cloración

(tratamiento convencional) u otra técnica de desinfección ...................................

II.3 II.4.4) Fuente subterránea con tratamientos especiales ................................................... II.3 II.5) Categorización de las aguas superficiales y subterráneas en cuanto a uso como

fuente de provisión para consumo humano .............................................................

II.4 III) Nivel guía de calidad de agua ambiente para protección de la biota acuática

correspondiente a difenilos policlorados (aplicable a agua dulce) .........................

III.1 III.1) Introducción ............................................................................................................. III.1 III.2) Derivación del nivel guía para protección de la biota acuática ............................. III.3 III.2.1) Derivación del Valor Crónico Final correspondiente a la mezcla Aroclor 1242 III.3 III.2.1.a) Selección de especies .......................................................................................... III.3 III.2.1.b) Cálculo del Valor Agudo Final .......................................................................... III.4 III.2.1.c) Cálculo del Valor Crónico Final ........................................................................ III.5 III.2.2) Derivación del Valor Crónico Final correspondiente a la mezcla Aroclor 1016 III.5 III.2.2.a) Selección de especies .......................................................................................... III.6 III.2.1.b) Cálculo del Valor Agudo Final .......................................................................... III.6 III.2.2.b) Cálculo del Valor Crónico Final ....................................................................... III.7 III.2.3) Derivación del Valor Crónico Final correspondiente a la mezcla Aroclor 1248 III.7 III.2.3.a) Selección de especies .......................................................................................... III.8 III.2.3.b) Cálculo del Valor Crónico Final ....................................................................... III.8 III.2.4) Derivación del Valor Crónico Final correspondiente a la mezcla Aroclor 1254 III.9 III.2.4.a) Selección de especies .......................................................................................... III.9 III.2.4.b) Cálculo del Valor Crónico Final ....................................................................... III.9 III.2.5) Derivación del Valor Crónico Final correspondiente a la mezcla Aroclor 1260 III.10 III.2.5.a) Selección de especies .......................................................................................... III.10 III.2.5.b) Cálculo del Valor Crónico Final ....................................................................... III.11 III.2.6) Derivación del Valor Crónico Final correspondiente a la mezcla Capacitor 21 III.12 III.2.6.a) Selección de especies .......................................................................................... III.12 III.2.6.b) Cálculo del Valor Agudo Final .......................................................................... III.13 III.2.c) Cálculo del Valor Crónico Final ........................................................................... III.13 III.3) Establecimiento del nivel guía de calidad para PCBs correspondiente a

protección de la biota acuática ................................................................................

III.14 VIII) Contrastación de los niveles guía de calidad de agua ambiente

correspondientes a difenilos policlorado ...........................................................

VIII.1



Niveles Guía Nacionales de Calidad de Agua Ambiente PCBs

VIII.1) Contrastación del nivel guía de calidad de agua ambiente para protección de la biota acuática ....................................................................................................

VIII.1

IX) Técnicas analíticas asociadas a la determinacion de difenilos policlorados …….. IX.1 IX) Introducción ………………………………………………………………………… IX.1 IX.2) Selección de congéneres a ser determinados ……………………………………... IX.1 IX.3) Expresión matemática para informar resultados analíticos como PCBs totales … IX.2 IX.4) Determinación analítica de los congéneres seleccionados ………………………. IX.2 X) Referencias .................................................................................................................. X.1 XI) Historial del documento ............................................................................................. XI.1



Niveles Guía Nacionales de Calidad de Agua Ambiente PCBs I.1

I) ASPECTOS GENERALES

Los difenilos policlorados (PCBs) constituyen una familia de especies químicas sintéticas que resultan de la sustitución de átomos de hidrógeno en la estructura del difenilo por átomos de cloro. Los procesos de síntesis de PCBs dan lugar a mezclas comerciales de composición diversa. Esta se expresa en función de la proporción en que se encuentra cada grupo de homólogos presente, es decir, de congéneres con el mismo número de átomos de cloro sustituidos. Así, la mezcla comercial Aroclor 1016 posee la siguiente composición: 2 % de monoclorodifenilos, 19 % de diclorodifenilos, 57 % de triclorodifenilos y 22 % de tetraclorodifenilos.

Cabe consignar que teóricamente existen 209 posibles congéneres en la familia de los

PCBs. En las mezclas comerciales se hallan alrededor de 130 de dichos congéneres. En razón de su potencial deletéreo para la salud humana, la producción y la

comercialización de PCBs han ido siendo restringidas, llegando a ser prohibidas en algunos países, lo cual ha conllevado su progresivo reemplazo en sus aplicaciones por otros productos. No obstante, la cantidad de PCBs existentes ya sea en equipamiento eléctrico operante o en forma de residuos es de consideración.

La incorporación de los PCBs al ambiente ha tenido una vinculación particular con la

utilización de mezclas de tales compuestos químicos como aislantes eléctricos en transformadores, capacitores y otros equipos eléctricos, utilización posibilitada por la alta capacidad dieléctrica, la gran estabilidad química y los elevados puntos de ebullición de los compuestos antedichos. Esta aplicación ha involucrado liberaciones accidentales al ambiente de PCBs como consecuencia de derrames o pérdidas e incluso de incendios de equipos. A estas liberaciones directas de PCBs, involucrando al aire, al suelo y al agua, cabe sumar las provenientes del manejo no apropiado de materiales residuales conteniendo tales compuestos.

La mayor exposición presente a PCBs sería la derivada de la redistribución de las masas

incorporadas previamente al ambiente. Tal redistribución implica la volatilización de PCBs desde el suelo y el agua a la atmósfera, su subsecuente transporte en el aire y su redeposición desde éste vía el material particulado (IPCS, 1992).

En las aguas superficiales, debido a su baja solubilidad, los PCBs tienden a ser adsorbidos

en la biota, los sedimentos y el material suspendido, lo cual disminuye su presencia en la columna de agua. La adsorción antedicha es más acentuada en los congéneres más clorados. Los PCBs son degradados en este medio por fotólisis y por vía biológica, siendo la velocidad de degradación menor para los homólogos más sustituidos (IPCS, 1992). Debido a estas transformaciones, las proporciones de los congéneres presentes en los sedimentos difieren marcadamente respecto a las proporciones originalmente existentes en los vertidos.

En el Cuadro I.1 se exponen datos de ocurrencia de PCBs en cuerpos de agua superficial

de Europa, Canadá y E.E.U.U.



Niveles Guía Nacionales de Calidad de Agua Ambiente PCBs I.2

CUADRO I.1 – OCURRENCIA DE PCBs EN ALGUNOS CUERPOS DE AGUA SUPERFICIAL DE EUROPA, CANADA Y E.E.U.U.

CUERPO DE AGUA CONCENTRACION

MEDIA DE PCBs [ng/l]

REFERENCIA

Lago Superior, Canadá, 1980 0,9 Gummer, 1980 Río Loire, Francia, 1982 - 1984 38 - 64 Marchand et al., 1986 Río Seine, Francia, 1984 - 1985 30-1300 Abarnou, personal communication Ríos Po y Adige, Italia, 1977 - 78 < 20 - 100 Galassi and Provini, 1981 Ríos Weser y Ems, Holanda, 1976 13 Duinker et al., 1982, 1984 Estuarios del Rhine y del Meuse, Holanda, 1976 20 - 400 Duinker and Hillebrand, 1979 Río Rhine, Holanda, 1977 210 Wegman and Greve, 1984 Río Meuse, Holanda, 1977 170 Wegman and Greve, 1984 Río Niagara, E.E.U.U., 1981 - 1985 9,4 Oliver and Nicol, 1984



Niveles Guía Nacionales de Calidad de Agua Ambiente PCBs II.1

II) NIVELES GUIA DE CALIDAD PARA FUENTES DE PROVISION DE AGUA PARA CONSUMO HUMANO CORRESPONDIENTES A DIFENILOS POLICLORADOS II.1) Introducción

La evaluación del poder deletéreo de la familia de los difenilos policlorados por vía oral comprende diversos trabajos que han aportado evidencias sobre los efectos de varias mezclas de congéneres.

Estudios clínicos e inmunológicos realizados en monos expuestos oralmente a Aroclor

1254 (Arnold et al., 1994a y b; Tryponas et al., 1989, 1991a y b) permitieron a la Agencia de Protección Ambiental de los E.E.U.U. (U.S. EPA) establecer una ingesta diaria tolerable para esta mezcla comercial de difenilos policlorados igual a 0,02 µg/(kg masa corporal * d), correspondiente a un umbral de toxicidad asociado a efectos que comprenden inflamación y prominencia ocular, distorsión en el crecimiento de uñas y decrecimiento de respuesta de anticuerpos (U.S. EPA, IRIS, April 1997a). Por otra parte, estudios reproductivos en monos expuestos en su dieta a Aroclor 1016 (Barsotti and van Miller, 1984; Levin et al., 1988; Schantz et al., 1989, 1991) posibilitaron a la U.S. EPA establecer una ingesta diaria tolerable para la mezcla antedicha de difenilos policlorados igual a 0,07 µg/(kg masa corporal * d), correspondiente a un umbral de toxicidad asociado a la disminución de la masa corporal natal (U.S. EPA, IRIS, April 1997b). También se han reportado efectos adversos en la descendencia de monos expuestos oralmente a Aroclor 1248, que además de la muerte de algunas crías incluyeron hiperpigmentación dérmica y atrofia del timo (Schantz et al., 1989), pero la información mencionada se consideró inadecuada para la derivación de una ingesta diaria tolerable inherente a la mezcla comercial de difenilos policlorados mencionada en razón de que una de las muertes reportadas se produjo a la menor dosis experimental de exposición (U.S. EPA, IRIS, April 1997c).

Algunos de los efectos mencionados precedentemente para Aroclor 1254 han sido

reportados en seres humanos expuestos oralmente por accidente a difenilos policlorados (U.S. EPA, IRIS, April 1997a). También se ha informado sobre disfunciones en el comportamiento, que incluyeron alteración en el reconocimiento visual, de infantes cuyas madres consumieron durante el embarazo pescado contaminado con mezclas de difenilos policlorados de composición no precisada (Fein et al., 1984a y b; Jacobson et al., 1985, 1990; Gladen et al., 1988).

Algunos estudios ocupacionales han señalado la incidencia de los difenilos policlorados en

la mortalidad por cáncer de trabajadores expuestos a diversas mezclas comerciales de tales compuestos. No obstante , la evidencia sobre carcinogenicidad humana que dichos estudios aportan, que comprende casos de cáncer del tracto gastrointestinal (Bertazzi et al., 1987), de hígado, vesícula biliar y tracto biliar (Brown, 1987) y de melanomas (Sinks et al., 1992), y la aportada por los episodios de cáncer de hígado asociados a la ingesta de aceite de arroz contaminado con difenilos policlorados en Japón y en Taiwan (ATSDR, 1993; Safe, 1994) se consideran inadecuadas.

En cambio, se considera suficiente la evidencia sobre la incidencia de mezclas comerciales

de difenilos policlorados en el incremento de diversas manifestaciones de cáncer de hígado en




ratas expuestas a través de su dieta alimentaria. Tal evidencia ha sido aportada por varios trabajos, entre los que se destacan los de Kimbrough et al. (1975) y Norback y Weltman (1985), relacionados con Aroclor 1260, el del Instituto Nacional del Cáncer de E.E.U.U. (NCI, 1978), relativo al Aroclor 1254, y el de Brunner et al. (1996), que comprendió experiencias con Aroclor 1260, Aroclor 1254, Aroclor 1242 y Aroclor 1016. La acción carcinogénica de los difenilos policlorados estaría asociada a la presencia de congéneres y metabolitos de los mismos que inducirían cáncer por diversos mecanismos no vinculados esencialmente a un cambio genético (ATSDR, 1993; Silberhorn et al., 1990).

En función de la evidencia sobre carcinogenicidad animal, la U.S. EPA clasificó a los

difenilos policlorados en la Categoría B2, que corresponde a los probables carcinógenos humanos, realizando estimaciones de la potencia carcinogénica de las mezclas de tales compuestos sobre la base de los estudios de Brunner et al. (1996) y de Norback y Weltman (1985).

Teniendo en consideración la potencial carcinogenicidad asignable a las mezclas

ambientales de difenilos policlorados a partir de los ya citados estudios con mezclas comerciales, la derivación del nivel guía de calidad de agua para consumo humano correspondiente a difenilos policlorados se asienta en el procedimiento definido para parámetros carcinogénicos, utilizando a tal efecto las estimaciones de potencia carcinogénica antes mencionadas y refiriendo los cálculos a la totalidad de congéneres presentes, a la que se identifica como PCBs.

II.2) Cálculo del nivel guía de calidad de agua para consumo humano

De acuerdo a la metodología establecida para parámetros carcinogénicos, el nivel guía de calidad para agua de bebida (NGAB) se establece según la siguiente expresión:

NGAB ≤ R * MC/(q1

* * C) [mg/l] siendo: R: riesgo individual, adimensional MC: masa corporal [kg] q1

*: factor de potencia carcinogénica [d * kg masa corporal/mg] C: consumo diario de agua por persona [l/d]

Adoptándose para el cálculo el factor de potencia carcinogénica determinado por la U.S. EPA para las condiciones más riesgosas de exposición a mezclas de difenilos policlorados: 2 d * kg masa corporal/mg (U.S. EPA, IRIS, June 1997), un nivel de riesgo individual igual a 10-5, una masa corporal igual a 60 kg y un consumo diario de agua por persona igual a 2 l/d, resulta:

NGAB (PCBs) ≤ 0,15 µg/l




II.3) Remoción esperable de las tecnologías de tratamiento

La información disponible sobre remoción de PCBs en tecnologías de potabilización es limitada.

Si bien podría ser esperable cierto grado de remoción de estos compuestos por

coagulación, como no se cuenta con datos relativos a tal proceso no se asigna al tratamiento convencional para agua superficial eficiencia alguna.

La aplicación de carbón activado granular como agente adsorbente ha evidenciado

eficiencias altas en la remoción de PCBs, variando las mismas entre 70 y 100 %. Una performance similar es referida para la aeración en columnas rellenas (U.S. EPA, 1990).

II.4) Especificación de niveles guía de calidad de agua para la fuente de provisión

Se especifican a continuación niveles guía para PCBs en la fuente de provisión (NGFP)

correspondientes a diversos escenarios.

II.4.1) Fuente superficial con tratamiento convencional:

Sobre la base de no asignar a la potabilización convencional eficiencia alguna en la remoción de PCBs, se especifica el siguiente nivel guía de calidad para tales compuestos en la fuente de provisión, referido a la muestra de agua filtrada:

NGFP (PCBs) ≤ 0,15 µg/l

II.4.2) Fuente superficial con tratamientos especiales:

Para casos en que se apliquen tratamientos que puedan verificar remociones de PCBs no menores que 70 %, se especifica el siguiente nivel guía de calidad para tales compuestos en la fuente de provisión, referido a la muestra de agua filtrada:


II.4.3) Fuente subterránea sin tratamiento o cuando éste consiste en una cloración (tratamiento convencional) u otra técnica de desinfección:

Para el caso de fuentes subterráneas con condiciones de aptitud microbiológica para consumo directo o que requieran un tratamiento de desinfección, se especifica el siguiente nivel guía de calidad para PCBs en la fuente de provisión, referido a la muestra de agua sin filtrar:





II.4.4) Fuente subterránea con tratamientos especiales:

Para casos en que se apliquen tratamientos que puedan verificar remociones de PCBs no menores que 70 %, se especifica el siguiente nivel guía de calidad para tales compuestos en la fuente provisión, referido a la muestra de agua filtrada:


II.5) Categorización de las aguas superficiales y subterráneas en cuanto a su uso como fuente de provisión para consumo humano

En el Cuadro II.1 se establece una categorización de las fuentes de provisión de agua para consumo humano en función de las concentraciones de PCBs.

CUADRO II.1 – CATEGORIZACION DE LAS FUENTES DE PROVISION DE AGUA PARA

CONSUMO HUMANO EN FUNCION DE LAS CONCENTRACIONES DE PCBs (CPCBs)

FUENTE CATEGORIA CONDICIONES DE CALIDAD SUPERFICIAL Calidad apropiada con tratamiento convencional CPCBs ≤ 0,15 µg/l (1) SUPERFICIAL Calidad condicionada a la aplicación de

tratamientos especiales que verifiquen remociones de PCBs no menores que 70 %

CPCBs ≤ 0,5 µg/l (1)

SUPERFICIAL Calidad inapropiada. Requerimiento de acciones de restauración de calidad de la fuente

CPCBs > 0,5 µg/l (1)

SUBTERRANEA Calidad apropiada para consumo directo o para cuando el uso esté condicionado a la aplicación de una técnica de desinfección

CPCBs ≤ 0,15 µg/l (2)

SUBTERRANEA Calidad condicionada a la aplicación de tratamientos especiales que verifiquen remociones de PCBs no menores que 70 %

CPCBs ≤ 0,5 µg/l (1)

SUBTERRANEA Calidad inapropiada. Requerimiento de acciones de restauración de calidad de la fuente

CPCBs > 0,5 µg/l (1)

Notas: (1): Referido a la muestra de agua filtrada (2): Referida a la muestra de agua sin filtrar



Niveles Guía Nacionales de Calidad de Agua Ambiente PCBs III.1

III) NIVEL GUIA DE CALIDAD DE AGUA AMBIENTE PARA PROTECCION DE LA BIOTA ACUATICA CORRESPONDIENTE A DIFENILOS POLICLORADOS (APLICABLE A AGUA DULCE) III.1) Introducción

Dado que los PCBs son utilizados como mezclas comerciales formadas por decenas de congéneres, la información ecotoxicológica mayoritariamente hace referencia a estas mezclas. Desde el punto de vista toxicológico, los efectos de los PCBs resultan de su acción activadora del sistema de la citocromo P4501A (Clemons et al, 1998; Huang et al, 1998). Como producto del pasaje de estas sustancias por dicho sistema enzimático resultan metabolitos que en su mayor parte son menos tóxicos que sus precursores; sin embargo, en ciertos casos, tales metabolitos pueden poseer propiedades carcinogénicas (Eisler, 2000).

La toxicidad de los PCBs depende en gran medida del grado de sustitución de los congéneres, dado que la adsorción de estos compuestos se incrementa a medida que el grado antedicho es mayor. Esto puede observarse para Daphnia magna y Pimephales promelas en las Figuras III.1 y III.2, respectivamente, donde se representan concentraciones para las que se observan efectos adversos para el 50 % de los individuos (CE50) correspondientes a diversos congéneres, como expresión de su toxicidad aguda, en función de los coeficientes de participación octanol/agua (KOW), cuyo aumento se condice con el mayor grado de sustitución.

FIGURA III.1 – TOXICIDAD DE CONGENERES DE PCBs SOBRE DAPHNIA MAGNA

log K ow

CE

50

-100

0

100

200

300

400

500

600

700

800

4 5 6 7 8 9




FIGURA III.2 – TOXICIDAD DE CONGENERES DE PCBs SOBRE PIMEPHALES PROMELAS

En cuanto a organismos vegetales, Mayer et al. (1998) realizaron ensayos con el alga

unicelular Selenastrum capricornutum exponiendo durante 48 horas esta especie a 2,3,3',4,4'-pentacloro-1,1'-difenilo y 2,4',5-tricloro-1,1'-difenilo, obteniéndose valores de CE50 iguales a 14 y 241 nmoles/l, respectivamente.

En parte como consecuencia de su liposolubilidad, los PCBs se bioacumulan y biomagnifican, pudiendo alcanzar concentraciones importantes en los tejidos de los organismos acuáticos. Los factores de bioconcentración presentan gran variación, tanto entre las especies como entre los distintos congéneres. En principio sería esperable una relación positiva entre tales factores y la hidrofobicidad de los distintos congéneres; sin embargo, no siempre se observa tal relación claramente, como puede ser apreciado en la Figura III.3, donde se representan factores de bioconcentración obtenidos luego de 96 días de exposición de Oncorhynchus mykiss (trucha arco iris) a distintos congéneres en función del coeficiente de partición octanol/agua.

Se han reportado para PCBs totales factores de bioconcentración en huevos y tejidos de

peces comprendidos entre 75.000 y 200.000 veces la concentración en el agua (Hansen et al., 1971). Para Oncorhynchus mykiss se registraron valores que llegaron hasta 250.000, para el congénere 2,2´,4,5,5´-pentacloro-1,1´-difenilo (Oliver and Niimi, 1985), y para la especie Pimephales promelas expuesta durante 250 días a Aroclor 1260, valores comprendidos entre 160.000 y 270.000 (Defoe et al, 1978).

En lo que respecta a los vegetales, se han referido factores de bioconcentración iguales a 11.500, para Chlorella fusca vacuolata expuesta al 2,2',4,4',6-pentacloro-1,1'-difenilo (Geyer et al, 1987), y a 17.997, para la especie Oedogonium cardiacum expuesta al 2,2',5,5'-tetracloro-1,1'-difenilo (Metcalf et al, 1975).

log K ow

CE

50

-1000

1000

3000

5000

7000

9000

4 5 6 7 8 9




FIGURA III.3 – BIOCONCENTRACION DE CONGENERES DE PCBs SOBRE ONCORHYNCHUS MYKISS

III.2) Derivación del nivel guía para protección de la biota acuática

En virtud de que sólo se cuenta con datos suficientes para derivar los Valores Crónicos Finales (FCV) para mezclas comerciales de PCBs, se opta por formular un nivel único para los PCBs en su conjunto realizando derivaciones independientes para cada mezcla comercial para la cual se dispone de datos y seleccionando de manera conservadora el FCV resultante más bajo. III.2.1) Derivación del Valor Crónico Final correspondiente a la mezcla Aroclor 1242

Dado que no se cuenta con suficientes datos de toxicidad crónica para calcular directamente el Valor Crónico Final para Aroclor 1242, se efectúa este cálculo a partir de datos de toxicidad aguda y aplicando un factor de extrapolación. Se apela a dicho factor en razón de que no se dispone tampoco de la información sobre toxicidad crónica requerida para determinar la Relación Final Toxicidad Aguda/Crónica (FACR). III.2.1.a) Selección de especies

En la Tabla III.1 se exponen 19 datos asociados a manifestaciones de toxicidad aguda de Aroclor 1242 sobre animales, que corresponden a concentraciones letales para el 50% de los individuos (CL50) o CE50. Este conjunto de datos seleccionado se considera apropiado dado que cubre un amplio rango de grupos taxonómicos, a saber: cuatro familias de peces (Cyprinidae, Percidae, Ictaluridae, y Salmonidae), dos de insectos (Coenagrionidae y Corduliidae), una de crustáceos (Gammaridae) y dos de anfibios (Bufonidae y Ranidae). No se dispone de datos sobre efectos tóxicos de Aroclor 1242 inherentes a plantas acuáticas y algas a los efectos de determinar el Valor Final para Plantas (FPV).

log K ow

FAC

TOR

DE

BIO

CO

NC

EN

TRA

CIÓ

N

-20000

40000

1e5

1,6e5

2,2e5

2,8e5

4,8 5,2 5,6 6,0 6,4 6,8 7,2 7,6




TABLA III.1 – CONCENTRACIONES DE AROCLOR 1242 ASOCIADAS A EFECTOS TOXICOS AGUDOS SOBRE LAS ESPECIES DE ANIMALES ACUATICOS

SELECCIONADAS PARA EL ESTABLECIMIENTO DEL NIVEL GUIA CORRESPONDIENTE

Especie Familia Concentración

asociada a toxicidad aguda

[µg/l]

Valor Agudo Medio para cada especie

(SMAV) [µg/l]

Referencia

Bufo americanus Bufonidae 2,7 2,7 Birge et al., 1978 Bufo woodhousei fowleri Bufonidae 12,1 12 Birge et al., 1978 Gammarus fasciatus Gammaridae 10 Schoettger, 1970 Gammarus fasciatus Gammaridae 10 10 Mayer et al., 1977 Gammarus pseudolimnaeus Gammaridae 10 Stalling, 1972 Gammarus pseudolimnaeus Gammaridae 72 Nebeker and Puglisi, 1974 Gammarus pseudolimnaeus Gammaridae 74 Nebeker and Puglisi, 1974 Gammarus pseudolimnaeus Gammaridae 10 27 Johnson and Finley, 1980 Ictalurus punctatus Ictaluridae 100 100 Johnson and Finley, 1980 Ischnura verticalis Coenagrionidae 400 Stalling, 1972 Ischnura verticalis Coenagrionidae 400 400 Mayer et al., 1977 Macromia sp. Corduliidae 400 400 Schoettger, 1970 Oncorhynchus clarki Salmonidae 5430 Stalling, 1972 Oncorhynchus clarki Salmonidae 5400 Mayer et al., 1977 Oncorhynchus clarki Salmonidae 5430 5420 Schoettger, 1970 Perca flavescens Percidae 150 150 Johnson and Finley, 1980 Pimephales promelas Cyprinidae 15 15 Nebeker et al., 1974 Rana pipiens Ranidae 2,1 2,1 Birge et al., 1978 Rasbora heteromorpha Cyprinidae 370 370 Tooby et al., 1975

III.2.1.b) Cálculo del Valor Agudo Final

El Valor Agudo Final (FAV) para Aroclor 1242 se calcula de acuerdo al procedimiento descripto en la metodología cuando la toxicidad de una sustancia no está relacionada con las características del agua, ya que no se cuenta con datos suficientes para cuantificar dicha relación. A partir de los datos que se exhiben en la Tabla III.1 se determinan los valores agudos medios para cada especie (SMAV), que se presentan en la tabla antedicha, y género (GMAV), que se exponen ordenados crecientemente en la Tabla III.2, con sus correspondientes números de orden, R, y probabilidades acumulativas, PR, siendo PR = R/(N+1).




TABLA III.2 – AROCLOR 1242: PROBABILIDAD ACUMULATIVA (PR) y VALOR AGUDO MEDIO PARA CADA GENERO (GMAV)

Género GMAV

[µg/l] PR R

Rana 2,1 0,09 1 Bufo 5,7 0,18 2 Pimephales 15 0,27 3 Gammarus 16 0,36 4 Ictalurus 100 0,45 5 Perca 150 0,55 6 Rasbora 370 0,64 7 Ischnura 400 0,73 8 Macromia 400 0,82 9 Oncorhynchus 5420 0,91 10

De acuerdo al esquema metodológico establecido, el análisis de regresión de los GMAV correspondientes a los números de orden 1, 2, 3 y 4 arroja los siguientes resultados para la pendiente (b), la ordenada al origen (a) y la constante (k):

b = 7,38 a = -1,42 k = 0,23

Calculando el Valor Agudo Final según:

FAV = ek

resulta:

FAV = 1,26 µg/l III.2.1.c) Cálculo del Valor Crónico Final

Dada la capacidad que poseen los PCBs de bioacumularse y biomagnificarse, se juzga apropiado utilizar un factor de extrapolación igual a 100 para calcular el Valor Crónico Final (FCV) a partir del FAV.

Dividiendo el FAV calculado (1,26 µg/l) por el factor de extrapolación elegido (100),

resulta:

FCV = 0,013 µg/l. III.2.2) Derivación del Valor Crónico Final correspondiente a la mezcla Aroclor 1016

Dado que no se cuenta con suficientes datos de toxicidad crónica para calcular directamente el Valor Crónico Final para Aroclor 1016, se efectúa este cálculo a partir de




datos de toxicidad aguda y aplicando un factor de extrapolación. Se apela a dicho factor en razón de que no se dispone tampoco de la información sobre toxicidad crónica requerida para determinar la Relación Final Toxicidad Aguda/Crónica (FACR). III.2.2.a) Selección de especies

En la Tabla III.3 se exponen 17 datos asociados a manifestaciones de toxicidad aguda de Aroclor 1016 sobre animales, que corresponden a CL50 o CE50. Este conjunto de datos seleccionado se considera apropiado dado que cubre un amplio rango de grupos taxonómicos, a saber: seis familias de peces (Cyprinidae, Percidae, Ictaluridae, Centrarchidae, Catostomidae y Salmonidae), una de insectos (Pteronarcyidae) y dos de anfibios (Bufonidae y Ranidae). No se dispone de datos sobre efectos tóxicos de Aroclor 1016 inherentes a plantas acuáticas y algas a los efectos de determinar el Valor Final para Plantas (FPV).

TABLA III.3 – CONCENTRACIONES DE AROCLOR 1016 ASOCIADAS A EFECTOS TOXICOS AGUDOS SOBRE LAS ESPECIES DE ANIMALES ACUATICOS



asociada a toxicidad

aguda [µg/l]


(SMAV) [µg/l]

Referencia

Bufo americanus Bufonidae 7,2 7,2 Birge et al., 1978 Bufo woodhousei fowleri Bufonidae 28 28 Birge et al., 1978 Carassius auratus Cyprinidae 13 13 Birge et al., 1978 Catostomus catostomus Catostomidae 330 330 Johnson and Finley, 1980 Catostomus commersoni Catostomidae 435 435 Johnson and Finley, 1980 Ictalurus punctatus Ictaluridae 11 11 Birge et al., 1978 Lepomis macrochirus Centrarchidae 460 460 Johnson and Finley, 1980 Lepomis microlophus Centrarchidae 7,8 7,8 Birge et al., 1978 Oncorhynchus mykiss Salmonidae 1,1 1,1 Birge et al., 1978 Perca flavescens Percidae 240 240 Johnson and Finley, 1980 Pteronarcella badia Pteronarcyidae 610 610 Johnson and Finley, 1980 Rana pipiens Ranidae 6,2 6,2 Birge et al., 1978 Salmo salar Salmonidae 134 134 Johnson and Finley, 1980 Salmo trutta Salmonidae 138 138 Johnson and Finley, 1980 Salvelinus fontinalis Salmonidae 800 800 Johnson and Finley, 1980 Salvelinus namaycush Salmonidae 480 Johnson and Finley, 1980 Salvelinus namaycush Salmonidae 890 654 Johnson and Finley, 1980


El Valor Agudo Final (FAV) para Aroclor 1016 se calcula de acuerdo al procedimiento descripto en la metodología cuando la toxicidad de una sustancia no está relacionada con las características del agua, ya que no se cuenta con datos suficientes para cuantificar dicha relación. A partir de los datos que se exhiben en la Tabla III.3, se determinan los valores agudos medios para cada especie (SMAV), que se presentan en la tabla antedicha, y género (GMAV), que se exponen ordenados crecientemente en la Tabla III.4, con sus




correspondientes números de orden, R, y probabilidades acumulativas, PR, siendo PR = R/(N+1).

TABLA III.4 – AROCLOR 1016: PROBABILIDAD ACUMULATIVA (PR) y VALOR AGUDO MEDIO PARA CADA GENERO (GMAV)

Género GMAV

[µg/l] PR R

Bufo 14 0,08 1 Carassius 13 0,17 2 Catostomus 379 0,25 3 Ictalurus 11 0,33 4 Lepomis 60 0,42 5 Oncorhynchus 1,1 0,50 6 Perca 240 0,58 7 Pteronarcella 610 0,67 8 Rana 6,2 0,75 9 Salmo 136 0,83 10 Salvelinus 723 0,92 11

De acuerdo al esquema metodológico establecido, el análisis de regresión de los GMAV

correspondientes a los números de orden 1, 2, 3 y 4 arroja los siguientes resultados para la pendiente (b), la ordenada al origen (a) y la constante (k):

b = 13,67 a = -2,67 k = 0,39


FAV = ek

resulta:

FAV = 1,47 µg/l III.2.2.b) Cálculo del Valor Crónico Final



resulta:

FCV = 0,015 µg/l




III.2.3) Derivación del Valor Crónico Final correspondiente a la mezcla Aroclor 1248

El Valor Crónico Final para Aroclor 1248 se calcula directamente a partir de los datos de toxicidad crónica disponibles. III.2.3.a) Selección de especies

En la Tabla III.5 se exponen 5 datos asociados a manifestaciones de toxicidad crónica de Aroclor 1248 sobre animales que corresponden a concentraciones para las cuales no se registran efectos adversos (NOEC) o a las menores concentraciones para las cuales se registran efectos adversos (LOEC). El conjunto de datos seleccionado se considera apropiado en virtud de cubrir un rango aceptable de grupos taxonómicos, a saber: cuatro familias de peces (Cyprinidae, Ictaluridae, Centrarchidae y Salmonidae) y una de crustáceos (Daphnidae). No se dispone de datos sobre efectos tóxicos de Aroclor 1248 inherentes a plantas acuáticas y algas a los efectos de determinar el Valor Final para Plantas (FPV).

TABLA III.5 – CONCENTRACIONES DE AROCLOR 1248 ASOCIADAS A EFECTOS TOXICOS CRONICOS SOBRE LAS ESPECIES DE ANIMALES ACUATICOS



asociada a toxicidad crónica [µg/l]

Valor Crónico

Medio para cada especie

(SMCV) [µg/l]

Referencia

Daphnia magna Daphnidae 24 24 Nebeker and Puglisi, 1974 Oncorhynchus mykiss Salmonidae 3,4 3,4 Mayer et al., 1977 Ictalurus punctatus Ictaluridae 75 75 Mayer et al., 1977 Lepomis macrochirus Centrarchidae 78 78 Mayer et al., 1977 Pimephales promelas Cyprinidae 4,7 4,7 Defoe et al., 1978

III.2.3.b) Cálculo del Valor Crónico Final

El cálculo del Valor Crónico Final (FCV) sigue el procedimiento establecido para el caso

en que la toxicidad de una sustancia no está asociada a las características del agua, ya que no se cuenta con datos suficientes para cuantificar tal relación. A partir de los datos que se exhiben en la Tabla III.5, se determinan los valores crónicos medios para cada especie (SMCV), que se exhiben en la tabla antedicha, y género (GMCV), que se presentan en la Tabla III.6 ordenados crecientemente, junto a su número de orden, R, y la probabilidad acumulativa correspondiente, PR, siendo PR = R/(N + 1).




TABLA III.6 – AROCLOR 1248: PROBABILIDAD ACUMULATIVA (PR) y VALOR CRONICO MEDIO PARA CADA GENERO (GMAV)

Género GMCV

[µg/l] PR R

Oncorhynchus 3,4 0,17 1 Pimephales 4,7 0,33 2 Daphnia 24 0,50 3 Ictalurus 75 0,67 4 Lepomis 78 0,83 5

De acuerdo al esquema metodológico establecido, el análisis de regresión de los GMAV


b = 8,23 a = -2,60 k = -0,76

Calculando el Valor Crónico Final según:

FCV = ek

resulta:

FCV = 0,47 µg/l III.2.4) Derivación del Valor Crónico Final correspondiente a la mezcla Aroclor 1254


En la Tabla III.7 se exponen 6 datos asociados a manifestaciones de toxicidad crónica de Aroclor 1254 sobre animales que corresponden a valores de NOEC o LOEC. El conjunto de datos seleccionado se considera apropiado dado que cubre un rango aceptable de grupos taxonómicos, a saber: cuatro familias de peces (Cyprinidae, Ictaluridae, Centrarchidae y Salmonidae), una de insectos (Chironomidae) y una de crustáceos (Daphnidae). No se dispone de datos sobre efectos tóxicos de Aroclor 1254 inherentes a plantas acuáticas y algas a los efectos de determinar el Valor Final para Plantas (FPV).




TABLA III.7 – CONCENTRACIONES DE AROCLOR 1254 ASOCIADAS A EFECTOS TOXICOS CRONICOS SOBRE LAS ESPECIES DE ANIMALES ACUATICOS



asociada a toxicidad crónica [µg/l]

Valor Crónico

Medio para cada especie

(SMCV) [µg/l]

Referencia

Daphnia magna Daphnidae 1,3 1,3 Nebeker and Puglisi, 1974 Tanytarsus dissimilis Chironomidae 0,6 Nebeker and Puglisi, 1974 Tanytarsus dissimilis Chironomidae 0,4 0,5 Nebeker and Puglisi, 1974 Oncorhynchus mykiss Salmonidae 27 27 Mayer et al., 1977 Ictalurus punctatus Ictaluridae 139 139 Mayer et al., 1977 Lepomis macrochirus Centrarchidae 177 177 Mayer et al., 1977



en que la toxicidad de una sustancia no está asociada a las características del agua, ya que no se cuenta con información suficiente para cuantificar tal relación. A partir de los datos que se exhiben en la Tabla III.7 se determinan los valores crónicos medios para cada especie (SMCV), que se exhiben en la tabla antedicha, y género (GMCV), que se presentan en la Tabla III.8 ordenados crecientemente, junto a su número de orden, R, y la probabilidad acumulativa correspondiente, PR, siendo PR = R/(N + 1).


Género GMCV

[µg/l] PR R

Tanytarsus 0,54 0,17 1 Daphnia 1,3 0,33 2 Oncorhynchus 27 0,50 3 Ictalurus 139 0,67 4 Lepomis 177 0,83 5

De acuerdo al esquema metodológico establecido, el análisis de regresión de los GMCV


b = 14,75 a = -7,28 k = -3,98


FCV = ek




resulta:

FCV = 0,019 µg/l III.2.5) Derivación del Valor Crónico Final correspondiente a la mezcla Aroclor 1260


En la Tabla III.9 se exponen 9 datos asociados a manifestaciones de toxicidad crónica de Aroclor 1260 sobre animales que corresponden a NOEC o LOEC. El conjunto de datos seleccionados se considera apropiado en virtud de cubrir un rango aceptable de grupos taxonómicos, a saber: cuatro familias de peces (Cyprinidae, Ictaluridae, Centrarchidae y Salmonidae), y una de crustáceos (Daphnidae). No se dispone de datos sobre efectos tóxicos de Aroclor 1260 inherentes a plantas acuáticas y algas a los efectos de determinar el Valor Final para Plantas (FPV).

TABLA III.9 – CONCENTRACIONES DE AROCLOR 1260 ASOCIADAS A EFECTOS

TOXICOS CRONICOS SOBRE LAS ESPECIES DE ANIMALES ACUATICOS SELECCIONADAS PARA EL ESTABLECIMIENTO DEL NIVEL GUIA

CORRESPONDIENTE

Especie Familia Concentración asociada a toxicidad crónica [µg/l]

Valor Crónico Medio para cada especie (SMCV)

[µg/l]

Referencia

Daphnia magna Daphnidae 33 33 Nebeker and Puglisi, 1974 Ictalurus punctatus Ictaluridae 433 Mayer et al., 1977 Ictalurus punctatus Ictaluridae 137 Stalling, 1972 Ictalurus punctatus Ictaluridae 137 201 Schoettger, 1970 Lepomis macrochirus Centrarchidae 151 Stalling, 1972 Lepomis macrochirus Centrarchidae 400 Mayer et al., 1977 Lepomis macrochirus Centrarchidae 151 209 Schoettger, 1970 Oncorhynchus mykiss Salmonidae 51 51 Mayer et al., 1977 Pimephales promelas Cyprinidae 3,3 3,3 Defoe et al., 1978



en que la toxicidad de una sustancia no está asociada a las características del agua, ya que no se dispone de información suficiente para cuantificar tal relación. A partir de los datos que se exhiben en la Tabla III.9, se determinan los valores crónicos medios para cada especie (SMCV), que se exhiben en la tabla antedicha, y género (GMCV), que se presentan en la Tabla III.10 ordenados crecientemente, junto a su número de orden, R, y la probabilidad acumulativa correspondiente, PR, siendo PR = R/(N + 1).





Género GMCV

[µg/l] PR R

Pimephales 3,3 0,17 1 Daphnia 33 0,33 2 Oncorhynchus 51 0,50 3 Ictalurus 201 0,67 4 Lepomis 209 0,83 5

De acuerdo al esquema metodológico establecido, el análisis de regresión de los GMCV


b = 9,72 a = -2,62 k = -0,44


FCV = ek

resulta:

FCV = 0,64 µg/l III.2.6) Derivación del Valor Crónico Final correspondiente a la mezcla Capacitor 21

Dado que no se cuenta con suficientes datos de toxicidad crónica para calcular directamente el Valor Crónico Final para Capacitor 21, se efectúa este cálculo a partir de datos de toxicidad aguda y aplicando un factor de extrapolación. Se apela a dicho factor en razón de que no se dispone tampoco de la información sobre toxicidad crónica requerida para determinar la Relación Final Toxicidad Aguda/Crónica (FACR). III.2.6.a) Selección de especies

En la Tabla III.11 se exponen 15 datos asociados a manifestaciones de toxicidad aguda de Capacitor 21 sobre animales, que corresponden a CL50 o CE50. El conjunto de datos seleccionado se considera apropiado en virtud de que cubre un amplio rango de grupos taxonómicos, a saber: seis familias de peces (Cyprinidae, Ictaluridae, Centrarchidae, y Salmonidae) y dos de anfibios (Bufonidae y Ranidae). No se dispone de datos sobre efectos tóxicos de Capacitor 21 inherentes a plantas acuáticas y algas a los efectos de determinar el Valor Final para Plantas (FPV).




TABLA III.11 – CONCENTRACIONES DE CAPACITOR 21 ASOCIADAS A EFECTOS TOXICOS AGUDOS SOBRE LAS ESPECIES DE ANIMALES ACUATICOS



asociada a toxicidad

aguda [µg/l]


(SMAV) [µg/l]

Referencia

Bufo americanus Bufonidae 10 10 Birge et al., 1978 Bufo woodhousei fowleri Bufonidae 28 28 Birge et al., 1978 Carassius auratus Cyprinidae 15 15 Birge et al., 1978 Ictalurus punctatus Ictaluridae 5,2 5,2 Birge et al., 1978 Lepomis microlophus Centrarchidae 6,5 Birge et al., 1978 Lepomis microlophus Centrarchidae 14 Birge et al., 1978 Lepomis microlophus Centrarchidae 8,5 Birge et al., 1978 Lepomis microlophus Centrarchidae 19 Birge et al., 1979 Lepomis microlophus Centrarchidae 14 11 Birge et al., 1979 Micropterus salmoides Centrarchidae 1,5 Birge et al., 1978 Micropterus salmoides Centrarchidae 1,8 Birge et al., 1978 Micropterus salmoides Centrarchidae 2,3 Birge et al., 1979 Micropterus salmoides Centrarchidae 2,7 2,0 Birge et al., 1979 Oncorhynchus mykiss Salmonidae 1,6 1,6 Birge et al., 1978 Rana pipiens Ranidae 2,9 2,9 Birge et al., 1978


El Valor Agudo Final (FAV) para Capacitor 21 se calcula de acuerdo al procedimiento descripto en la metodología cuando la toxicidad de una sustancia no está relacionada con las características del agua, ya que no se cuenta con datos suficientes para cuantificar dicha relación. A partir de los datos que se exhiben en la Tabla III.11, se determinan los valores agudos medios para cada especie (SMAV), que se presentan en la tabla antedicha, y género (GMAV), que se exponen ordenados crecientemente en la Tabla III.12, con sus correspondientes números de orden, R, y probabilidades acumulativas, PR, siendo PR = R/(N+1).

TABLA III.12 – CAPACITOR 21: PROBABILIDAD ACUMULATIVA (PR) y VALOR AGUDO MEDIO PARA CADA GENERO (GMAV)

Género GMAV

[µg/l] PR R

Oncorhynchus 1,6 1 0,13 Micropterus 2,0 2 0,25 Rana 2,9 3 0,38 Ictalurus 5,2 4 0,50 Lepomis 11 5 0,63 Carassius 15 6 0,75 Bufo 17 7 0,88




De acuerdo al esquema metodológico establecido, el análisis de regresión de los GMAV correspondientes a los números de orden 1, 2, 3 y 4 arroja los siguientes resultados para la pendiente (b), la ordenada al origen (a) y la constante (k):

b = 3,44 a = -0,91 k = -0,14


FAV = ek

resulta:

FAV = 0,87 µg/l III.2.c) Cálculo del Valor Crónico Final



resulta:

FCV = 0,009 µg/l

III.3) Establecimiento del nivel guía de calidad para PCBs correspondiente a protección de la biota acuática

De la comparación de los Valores Crónicos Finales calculados para cada una de las mezclas comerciales consideradas surge que el menor de ellos es el correspondiente a Capacitor 21 (FCV = 0,009 µg/l), convirtiéndose, de acuerdo a lo expresado con anterioridad, en la base de establecimiento del nivel guía para PCBs. Si bien el FCV antedicho en ningún caso resulta superior a los datos de toxicidad crónica para animales exhibidos en la Tablas III.5, III.7 y III.9, en razón de no poderse determinar para ninguna de las mezclas comerciales consideradas el Valor Final para Plantas (FPV), el siguiente nivel guía de calidad para PCBs a los efectos de protección de la biota acuática (NGPBA), referido a la muestra de agua sin filtrar, se establece con carácter interino:

NGPBA (PCBs) ≤ 0,009 µg/l



Niveles Guía Nacionales de Calidad de Agua Ambiente PCBs VIII.1

VIII) CONTRASTACION DE LOS NIVELES GUIA DE CALIDAD DE AGUA AMBIENTE CORRESPONDIENTES A DIFENILOS POLICLORADOS VIII.1) Contrastación del nivel guía de calidad de agua ambiente para protección de la biota acuática

Como se ha expresado con anterioridad, los difenilos policlorados se bioacumulan y biomagnifican, dando lugar a concentraciones sumamente altas de tales compuestos en tejidos acuáticos consumibles por el ser humano.

Teniendo en cuenta la condición de probables carcinógenos humanos asignadas a los

difenilos policlorados, la ausencia de criterios nacionales sobre concentraciones máximas tolerables de los compuestos antedichos en tejidos acuáticos de consumo humano y que los criterios externos disponibles sobre el particular están basados en el concepto de ingesta diaria tolerable, a los efectos de establecer una pauta de contrastación del NGPBA, se juzga conveniente realizar una estimación de la concentración de PCBs en el agua ambiente relacionada con el riesgo carcinogénico asociado a la ingesta de productos acuáticos.

De acuerdo a lo expuesto, la estimación antedicha se efectúa según la expresión siguiente,

basada en desarrollos de la Agencia de Protección Ambiental de los E.E.U.U.:

cmáx = R * MC q1

* * CPA * BAF

donde: cmáx: concentración ambiente máxima [mg/l] R: riesgo individual, adimensional MC: masa corporal [kg] q1

*: factor de potencia carcinogénica [d * kg masa corporal/mg] CPA: consumo diario de productos acuáticos por persona [kg/d] BAF: factor de bioacumulación [l/kg]

A los efectos de la estimación se considera apropiado utilizar para R, MC y q1* los mismos

valores aplicados en las elaboraciones correspondientes al nivel guía de calidad de agua de bebida humana, es decir:

R: 10-5 MC: 60 kg q1

*: 2 d * kg masa corporal/mg

En razón de no contarse con estimaciones apropiadas del consumo local de productos acuáticos de agua dulce, para CPA se adopta el valor utilizado por la Agencia de Protección Ambiental de los E.E.U.U.: 0,0178 kg/hab * d, que corresponde al percentilo 90 de los valores resultantes de una encuesta de consumo realizada sobre personas de 18 años de edad en adelante (U.S. EPA, 1998).




El valor de BAF a utilizar en el cálculo se obtiene a partir de correlacionar factores de bioacumulación para diversos congéneres de PCBs determinados por Oliver y Niimi (1988) en salmónidos con sus respectivos coeficientes de partición octanol agua (Kow). Los logaritmos decimales de los factores y coeficientes antedichos son presentados en la Tabla VIII.1.

TABLA VIII.1 – PCBs: FACTORES DE BIOACUMULACION PARA DISTINTOS

CONGENERES EN SALMONIDOS(1)

Congénere log Kow log BAF 16 5,311 4,94564

17 5,761 4,54770

18 5,551 4,77614

22 5,421 5,40437

32 5,751 5,77815

33 5,572 4,33099

40 5,561 5,55764

42 5,767 6,48149

44 5,811 5,95424

49 6,221 6,11115

52 6,091 5,99305

53 5,627 5,51333

64 5,957 6,47868

66 5,452 6,71276

74 6,671 6,57978

82 6,142 7,04742

84 6,041 7,23888

85 6,611 6,79030

91 6,137 5,86034

92 6,357 6,99188

95 6,137 6,18709

99 7,211 6,25964

101 7,071 6,31742

105 6,657 6,89526

110 6,532 6,62137

118 7,121 6,86646

132 6,587 6,36062

136 6,511 6,28724

138 7,441 6,96782

141 7,592 7,00000

146 6,897 7,36470

149 7,281 6,74727

151 6,647 7,27621

153 7,751 6,93450




TABLA VIII.1 – PCBs: FACTORES DE BIOACUMULACION PARA DISTINTOS CONGENERES EN SALMONIDOS(1) (Cont.)

Congénere log Kow log BAF

174 7,117 7,22640

177 7,087 7,51491

180 7,367 6,86967

183 7,207 7,45332

194 8,683 6,46963

Nota: (1): Los valores de BAF expresan la bioacumulación promedio observada en cuatro especies de salmónidos (Oncorhynchus mykiss, O. kisutch, Salvelinus namaycush, Salmo trutta) en el Lago Ontario

Sobre la base de la correlación log BAF = 2,19 + 0,64645 log Kow (r2 = 0,39), obtenida

para los valores tabulados, y calculando para el promedio de los valores de log Kow tabulados (log Kow = 6,48), el extremo superior del intervalo de confianza del 95 % para BAF resulta igual a 3.833.372 l/kg.

Aplicando el BAF resultante y los valores de R, MC y q1

* anteriormente mencionados al cálculo de cmáx, resulta:

cmáx = 0,0044 ng/l

La concentración ambiente máxima calculada refiere el límite tolerable para PCBs

compatible con el riesgo individual consignado en relación con la ingesta de productos acuáticos de agua dulce. Como el valor resultante es sensiblemente inferior a la concentración máxima establecida por el nivel guía inherente a protección de biota acuática (9 ng/l), en el caso de estar previsto el consumo de productos acuáticos, corresponde observar el siguiente nivel guía de aplicación efectiva (NGAE) para PCBs en agua superficial:

NGAE (PCBs) ≤ 0,0044 ng/l



Niveles Guía Nacionales de Calidad de Agua Ambiente PCBs IX.1

IX) TECNICAS ANALITICAS ASOCIADAS A LA DETERMINACION DE DIFENILOS POLICLORADOS (PCBs)

IX.1) Introducción

Como ya se expuso en la Sección I, la familia de los PCBs está constituida por 209 congéneres. En las mezclas comerciales que resultan de los procesos de síntesis se hallan presentes alrededor de 130 de dichos congéneres en proporciones diversas. Al incorporarse los productos comerciales al ambiente, las proporciones antedichas sufren modificaciones resultantes de procesos de partición, de transformación química o de bioacumulación preferencial de determinados congéneres.

Según también ha sido expuesto en los respectivos desarrollos (Secciones II y III), los

niveles guía nacionales de calidad de agua ambiente establecidos para PCBs han sido derivados sobre la base de información toxicológica y ecotoxicológica asociada a diversas mezclas comerciales, lo cual condujo a expresar tales niveles guía en términos de difenilos policlorados totales (PCBs totales).

La evaluación del cumplimiento de los niveles guía nacionales de calidad de agua

ambiente para PCBs requiere una metodología que permita, por una parte, expresar apropiadamente los resultados de las determinaciones como PCBs totales y, por otra, que tales resultados sean obtenidos con una sensibilidad analítica adecuada para poder contrastarlos con los niveles guía antedichos.

La gran mayoría de las técnicas analíticas relevadas para PCBs (EPA Methods 8082, EPA

Methods 505, EPA Methods 508, EPA Methods 8270 C, EPA Methods 617, EPA Methods 608, EPA Methods 1656, ISO 6468) no responde a los requerimientos expuestos debido a que solamente posibilitan la determinación de Aroclores, de algunos congéneres o la combinación de ambas situaciones. Solamente el Método EPA 1668 (EPA Methods 1668) permite la medición de prácticamente los 209 congéneres pero se trata de una metodología que involucra instrumental no difundido en nuestro país, lo que la convierte de momento en difícilmente viable. Se suman a las limitaciones mencionadas la falta de homogeneidad en lo referente a la expresión numérica de resultados como PCBs totales y la falta de sensibilidad para poder evaluar el cumplimiento de algunos de los niveles guía derivados.

En función de lo comentado precedentemente y a los efectos de satisfacer los

requerimientos que conlleva la aplicación de los niveles guía nacionales de calidad de agua ambiente establecidos para PCBs, se efectuaron las elaboraciones que se describen a continuación.

IX.2) Selección de congéneres a ser determinados Se asumió como primera premisa para tal selección tener en consideración las mezclas

comerciales a las que está asociada la información toxicológica y ecotoxicológica utilizada para la derivación de los niveles guía de calidad de agua ambiente para PCBs, escogiéndose




aquellos congéneres cuya composición porcentual en las mezclas superaran el 3% (PCB Congener Weight%s in Aroclors of 5 Types).

A los congéneres resultantes de aplicar la premisa mencionada se sumaron otros sobre la

base de tener en cuenta como segunda premisa de elección aquellos congéneres de PCBs con ocurrencia en ambientes acuáticos locales. De tal manera, el proceso de selección condujo al grupo de congéneres expuesto en el Cuadro IX.1.

CUADRO IX.1 – CONGENERES SELECCIONADOS PARA INFORMAR PCBs

TOTALES

8 18 28 31 44 49 52 66 70 74 87 99 101 105 110 118

128 138 153 156 170 180 183 187 196

IX.3) Expresión matemática para informar resultados analíticos como PCBs totales

Debido a los ya mencionados procesos de partición, de transformación química y bioacumulación que sufren los PCBs, los perfiles de los registros cromatográficos de muestras ambientales difícilmente concuerden con los de las mezclas comerciales patrón. Esto, sumado al hecho de que los limites de detección para los congéneres exhiben diversidad, determina una complejidad para la expresión de resultados como PCBs totales que es necesario acotar a los efectos de homogeneizar los mismos.

Una de las dificultades para la expresión de los resultados de PCBs totales concierne a la

cuestión del tratamiento de los datos correspondientes a congéneres no detectados. En este sentido, dos documentos de la Agencia de Protección Ambiental de los E.E.U.U (EPA/600/R-96/084, 1998; EPA 530-D-02-002, 2002) plantean lineamientos para superarla. A partir de los mismos, se adoptó el criterio de asumir para un congénere no detectado una concentración equivalente al 10% de su límite de detección. Aplicando tal criterio resultó la siguiente expresión para el cálculo de PCBs totales:

PCBs totales = � (Ci con valor positivo) + � (0,1 * LDi) donde: Ci con valor positivo: concentración medida de un congénere i con valor positivo perteneciente a la lista de congéneres seleccionados LDi: límite de detección correspondiente al congénere i no detectado. IX.4) Determinación analítica de los congéneres seleccionados

Otra cuestión considerada en procura de acotar la ya mencionada complejidad asociada a la determinación analítica de los PCBs es la estandarización de los procedimientos de laboratorio. Con el objeto de lograr tal estandarización, para la observación de los niveles guía




nacionales de calidad de agua ambiente para PCBs totales se especificó el seguimiento del Protocolo para la Determinación, Cuantitativa de Plaguicidas Clorados y Bifenilos Policlorados (OCs. y PCBs.) por Cromatografía Gaseosa con Detección por Captura Electrónica en Muestras de Agua, Sedimentos y Tejido de Biota Acuática desarrollado por el Servicio de Hidrografía Naval (Servicio de Hidrografía Naval, 2003).

El protocolo antedicho contempla la posibilidad de determinar un número de congéneres

mayor que el exhibido en el Cuadro IX.1, detallando para cada congénere considerado el correspondiente límite de detección analítica y especificando una mezcla patrón preparada ad hoc. A los efectos de la determinación de PCBs totales se podrán utilizar otras mezclas patrones en la medida que éstas incluyan, por lo menos, los congéneres que figuran en el Cuadro IX.1 y que se asegure como condición operativa mínima la satisfacción de los límites de detección analítica para dichos congéneres que constan en el protocolo especificado.

De acuerdo a los límites de detección analítica que se detallan en el protocolo antes

mencionado, la aplicación de la expresión de cálculo introducida en IX.3 para el caso en que ninguno de los congéneres seleccionados sea detectado resulta en una concentración equivalente de PCBs totales igual a 0,010 µg/l, la cual representa, en el contexto formulado, el límite de detección analítica en términos de PCBs totales.

El límite de detección antedicho permite observar los niveles guía nacionales de calidad de

agua ambiente derivados para PCBs correspondientes a fuentes de provisión de agua para consumo humano, pero resulta insuficiente para la observación del nivel guía correspondiente a protección de la biota acuática: ≤ 0,0044 ng/l, referido a la muestra de agua sin filtrar, el cual es un nivel guía de aplicación efectiva por restricción sanitaria asociada a ingesta alimentaria humana que resulta de la contrastación del nivel guía para PCBs derivado por cálculo para protección de la biota acuática (≤ 0,009 µg/l).

De tal manera, el límite de detección analítica para PCBs totales introduce una importante

limitación que obliga a establecer para este parámetro el siguiente nivel guía de aplicación efectiva por restricción analítica (NGAE) correspondiente a la protección de la biota acuática, referido a la muestra de agua sin filtrar:

NGAE (PCBs): No detectable según límite de detección: 10 ng/l (Servicio de Hidrografía Naval. Departamento Oceanografía. Sección Química Marina. 2003. Protocolo para la Determinación cuantitativa de Plaguicidas Clorados y Bifenilos Policlorados OCs. y PCBs por Cromatografía Gaseosa con Detección por Captura Electrónica en muestras de agua, sedimentos y tejido de biota acuática) u otro límite de detección menor

El nivel guía antedicho se basa en la aplicación como mínimo del límite de detección

correspondiente a la técnica de cromatografía gaseosa / espectrometría de masa antes referida, manteniéndose el respectivo nivel guía calculado para protección de la biota acuática contemplando la restricción sanitaria asociada a ingesta alimentaria humana (≤ 0,0044 ng/l) como objetivo en función de factibilidades analíticas superiores.

Es notorio que el nivel guía de aplicación efectiva antedicho resulta insuficiente para

evaluar la observación o excedencia del nivel guía de aplicación efectiva por restricción sanitaria asociada a ingesta alimentaria humana (≤ 0,0044 ng/l), el cual se corresponde con




una acumulación tolerable de PCBs totales en tejido de productos de agua dulce. De tal manera, la insuficiencia aludida determina la necesidad particular de efectuar el monitoreo de PCBs en tejidos acuáticos de consumo humano como única forma de constatar la observación de las restricciones de calidad asociadas a ingesta alimentaria humana.



Niveles Guía Nacionales de Calidad de Agua Ambiente PCBs X.1

X) REFERENCIAS Abarnou, personal communication. En: WHO (World Health Organization)/UNEP (United Nations Environment Programme). 1990. Global Environment Monitoring System. Global Freshwater Quality. A First Assessment. Arnold, D.L., F. Bryce, K. Karpinski et al. 1993b. Toxicological consequences of Aroclor 1254 ingestion by female Rhesus (Macaca mulatta) monkeys, Part 1B: Prebreeding phase-clinical and analytical laboratory findings. Food Chem. Toxicol. 31: 811-824. En: U.S. EPA (U.S. Environmental Protection Agency). IRIS (Integrated Risk Information System). April 1, 1997. 0389. Aroclor 1254. Arnold, D.L., F. Bryce, R. Stapley et al. 1993a. Toxicological consequences of Aroclor 1254 ingestion by female Rhesus (Macaca mulatta) monkeys. Part 1A: Prebreeding phase-clinical health findings. Food Chem. Toxicol. 31: 799-810. En: U.S. EPA (U.S. Environmental Protection Agency). IRIS (Integrated Risk Information System). April 1, 1997. 0389. Aroclor 1254. ATSDR (Agency for Toxic Substances and Disease Registry). 1993. Toxicological profile for polychlorinated biphenyls. Atlanta: ATSDR, TP-92/16, update. En: PCBs: Cancer Dose-Response Assessment and Application to Environmental Mixtures. EPA/600/P-96/001F. September 1996. National Center for Environmental Assessment. Office for Research and Development. U.S. Environment Protection Agency. Washington. DC. Barsotti, D.A. and J.P. van Miller. 1984. Accumulation of a commercial polychlorinated biphenyl mixture (Aroclor 1016) in adult rhesus monkeys and their nursing infants. Toxicology 30: 31-44. En: U.S. EPA (U.S. Environmental Protection Agency). IRIS (Integrated Risk Information System). April 1, 1997. 0462. Aroclor 1016. Bertazzi, P.A., L. Riboldi, A. Pesatori, L. Radice and C. Zocchetti. 1987. Cancer mortality of capacitor manufacturing workers. Am. J. Ind. Med. 11: 165-176. En: PCBs: Cancer Dose-Response Assessment and Application to Environmental Mixtures. EPA/600/P-96/001F. September 1996. National Center for Environmental Assessment. Office for Research and Development. U.S. Environment Protection Agency. Washington. DC. Birge, W.J., J.A. Black and A.G. Westerman. 1978. Effects of polychlorinated biphenyl compounds and proposed pcb-replacement products on embryo-larval stages of fish and amphibians. Res. Rep. No. 118, Water Resour. Res. Inst., University of Kentucky, Lexington, KY: 33 p.(U.S.NTIS PB-290711). Birge, W.J., J.A. Black and D.M. Bruser. 1979. Toxicity of organic chemicals to embryo-larval stages of fish. Ecol. Res. Ser. EPA-560/11-79-007, Office of Toxic Substances, U.S. Environ. Prot. Agency, Washington, D.C .: 60. Brown, D.P. 1987. Mortality of workers exposed to polychlorinated biphenyls-an update. Arch. Environ. Health 42(6): 333-339. En: PCBs: Cancer Dose-Response Assessment and Application to Environmental Mixtures. EPA/600/P-96/001F. September 1996. National Center for Environmental Assessment. Office for Research and Development. U.S. Environment Protection Agency. Washington. DC. Brunner, M.J., T.M. Sullivan, A.W. Singer, M.J. Ryan, J.D. Toft, II, R.S. Menton, S.W. Graves, A.C. Peters. 1996. An assessment of the chronic toxicity and oncogenicity of Aroclor-1016, Aroclor-1242, Aroclor-1254, and Aroclor-1260 administered in diet to rats. Columbus, OH: Battelle Study Nº SC920192, Chronic toxicity and oncogenicity report. En: PCBs: Cancer Dose-Response Assessment and Application to Environmental Mixtures. EPA/600/P-96/001F. September 1996. National Center for Environmental Assessment. Office for Research and Development. U.S. Environment Protection Agency. Washington. DC. Clemons, J.H., C.R. Myers, L.E.J. Lee, D.G. Dixon, N.C. Bols. 1998. Induction of cytochrome P4501A by binary mixtures of polychlorinated biphenils (PCBs) and 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxin (TCDD) in liver cell lines from rat and trout. Aquatic Toxicology 43:179-194. DeFoe, D.L., G.D. Veith and R.W. Carlson. 1978. Effects of aroclor 1248 and 1260 on the fathead minnow (Pimephales promelas). J. Fish. Res. Board Can. 35(7): 997-1002. Duinker, J.C. and M.T.J. Hillerbrand. 1979. Behaviour of PCB, pentachlorobenzene, hexachlorobenzene, α, ß,-HCH, dieldrin, endrin and pp’DDD in the Rhine-Meuse estuary and the adjacent coastal area. Neth. J. Sea Res. 13(2), 256-281. En: WHO (World Health Organization)/UNEP (United Nations Environment Programme). 1990. Global Environment Monitoring System. Global Freshwater Quality. A First Assessment. Duinker, J.C., J.P. Boom and M.T.J. Hillebrand. 1984. Organochlorines in the Dutch Wadden Sea. Neth. J. Sea Res. 10, 211-228. En: WHO (World Health Organization)/UNEP (United Nations Environment Programme). 1990. Global Environment Monitoring System. Global Freshwater Quality. A First Assessment.




Duinker, J.C., M.T.J. Hillebrand, R.F. Nolting and S. Wellershaus. 1982. The River Weser: processes affecting the behaviour of metals and organochlorines during estuarine mixing. Neth. J. Sea Res. 15(2), 170-195. En: WHO (World Health Organization)/UNEP (United Nations Environment Programme). 1990. Global Environment Monitoring System. Global Freshwater Quality. A First Assessment. Eisler, R. 2000. Polychlorinated (chapter 24). Handbook of chemical risk assessment. Volume 3. Lewis Publishers, Boca Raton, Florida. pages 2139-2206. EPA 530-D-02-002. August 2002. RCRA Waste Samplig Draft Technica Guidance, Planning, Implementation and Assessment. Sec. 8.2.4.2. Treatment of nondetects.. Solid Waste and Emergency response (5305W). http://www.epa.gov/epaoswer/hazwaste/test/pdfs/rwsdtg_b.pdf EPA Method 1656. The Determination of Organo-Halide Pesticides in Municipal and Industrial Wastewater EPA Method 1668. 1999. Chlorinated Biphenyl Congeners in Water, Soil, Sediment, and Tissue by HRGC/HRMS. EPA N° EPA-821-R-00-002. Revision A. EPA Method 505. 1995. Analysis of Organochlorine Pesticides and Commercial Polychlorinated Biphenyl (PCB) Products in Water by Microextraction and Gas Chromatography. Revision 2.1 EPA Method 508. 1995. Determination of Chlorinated Pesticides in Water by Gas Chromatography with an Electron Capture Detector. Revision 3.1. EPA Method 608. Organochlorine Pesticides and PCBs. Methods for Organic Chemical Analysis of Municipal and Industrial Wastes. EPA Method 617. The Determination of Organohalide Pesticides and PCBs in Municipal and Industrial Wastewater. EPA Method 8082. 1996. Polychlorinated Biphenyls (PCBs) by Gas Chromatography. Revision 0. EPA Method 8270C. 1996. Semivolatile organic compounds by gas chromatography/mass spectrometry (GC/MS). Revision 3. EPA/600/R-96/084. January 1998. Guidance for Data Quality Assessment. Practical Methods for Data Analysis. Environmental Protection Agency QA/G-9. QA97Version.. http://www.epa.gov/Region10/offices/oea/epaqag9.pdf Fein, G.G., J.L. Jacobson, S.W. Jacobson et al. 1984a. Intrauterine exposure of humans to PCBs: Newborn effects. U.S. Environmental Protection Agency, Duluth, Mn. EPA 600/13-84-060. NTIS PB 84-188-887. En: U.S. EPA (U.S. Environmental Protection Agency). IRIS (Integrated Risk Information System). April 1, 1997. 0462. Aroclor 1016. Fein, G.G., J.L. Jacobson, S.W. Jacobson et al. 1984b. Prenatal exposure to polychlorinated biphenyls: Effects on birth size and gestation age. J. Pediatr. 105(2): 315-320. En: U.S. EPA (U.S. Environmental Protection Agency). IRIS (Integrated Risk Information System). April 1, 1997. 0462. Aroclor 1016. Galassi, S. and A. Provini. 1981. Chlorinated pesticides and PCBs contents of the two main tributaries into the Adriatic Sea. Sci. Total Environ. 17, 51-57. En: WHO (World Health Organization)/UNEP (United Nations Environment Programme). 1990. Global Environment Monitoring System. Global Freshwater Quality. A First Assessment. Geyer, H., G. Politzki and D. Freitag. 1984. Prediction of ecotoxicological behaviour of chemicals: relationship between N-Octanol/Water Partition Coefficient and Bioaccumulation of. Chemosphere 13(2):269-284. En: AQUIRE (Aquatic toxicity Information Retrieval) database. U.S. Environmental Protection Agency, National Health and Environmental Effects Research Laboratory, Mid-Continent Ecology Division, Duluth, Minnesota. Gladen, B.C., W.J. Rogan, P. Hardy et al. 1988. Development after exposure to polychlorinated biphenyls and dichlorophenyl dichlorothene transplacentally and through human milk. J. Pediatr. 113(6): 991-995. En: U.S. EPA (U.S. Environmental Protection Agency). IRIS (Integrated Risk Information System). April 1, 1997. 0462. Aroclor 1016. Gummer, W.D. 1980. Pesticide monitoring in the prairies of Western Canada. In: Hydrocarbons and Halogenated Hydrocarbons in the Aquatic Environment, B.K. Afghan and D. Mackay (Eds). Plenum Press, New York, 345-372. En: WHO (World Health Organization)/UNEP (United Nations Environment Programme). 1990. Global Environment Monitoring System. Global Freshwater Quality. A First Assessment. Hansen, D.J., P.R. Parrish, J.I. Lowe, A.J. Wilson Jr. and P.D. Wilson. 1971. Chronic toxicity, uptake and retention of Aroclor 1254 in two estuarine fishes. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 6: 113-119. En Birge, W.J., J.A. Black and A.G. Westerman. 1978. Effects of polychlorinated biphenyl compounds and proposed pcb-replacement products on embryo-larval




stages of fish and amphibians. Res. Rep. No. 118, Water Resour. Res. Inst., University of Kentucky, Lexington, KY: 33 p.(U.S.NTIS PB-290711). Huang, Y.W., M.J. Melacon, R.E. Jung and W.H. Karasov. 1998. Induction of Cytochrome P450-Associated Monooxygenases in Northern Leopard Frogs, Rana Pipiens, by 3,3’, 4,4’,5-Pentachlorobiphenyl. Environ. Toxicol. Chem. 17(8): 1564-1569. IPCS (International Programme on Chemical Safety). 1992. Environmental Health Criteria 140. Polychlorinated Biphenyls and Terphenyls (Second Edition). World Health Organization. Geneva. ISO 6468. 1996. Water quality. Determination of certain organochlorine insecticides, polychlorinated byphenyls and chlorobenzenes gas chromatographic method after liquid-liquid extraction. Jacobson, J.L., S.W. Jacobson and H.E.B. Humphrey. 1990. Effects of in utero exposure to polychlorinated byphenils and related compounds on growth and activity in children. Neurotoxicol. Teratol. 12: 319-326. En: U.S. EPA (U.S. Environmental Protection Agency). IRIS (Integrated Risk Information System). April 1, 1997. 0462. Aroclor 1016. Jacobson, S.W., G.G. Fein, J.L. Jacobson et al. 1985. The effect of intrauterine PCB exposure on visual recognition memory. Child Dev. 56: 853-860. En: U.S. EPA (U.S. Environmental Protection Agency). IRIS (Integrated Risk Information System). April 1, 1997. 0462. Aroclor 1016. Johnson, W.W. and M.T. Finley. 1980. Handbook of acute toxicity of chemicals to fish and aquatic invertebrates. Resour. Publ. 137, Fish Wildl. Serv., U.S.D.I., Washington, D.C .: 98. En: AQUIRE (Aquatic toxicity Information Retrieval) database. U.S. Environmental Protection Agency, National Health and Environmental Effects Research Laboratory, Mid-Continent Ecology Division, Duluth, Minnesota. Kimbrough, R.D., R.A. Squire, R.E. Linder, J.D. Strandberg, R.J. Montali, V.W. Burse. 1975. Induction of liver tumors in Sherman strain female rats by polychlorinated biphenyls Aroclor 1260. J. Natl. Cancer Inst. 55: 1453-1459. En: PCBs: Cancer Dose-Response Assessment and Application to Environmental Mixtures. EPA/600/P-96/001F. September 1996. National Center for Environmental Assessment. Office for Research and Development. U.S. Environment Protection Agency. Washington. DC. Levin, E.D., S.L. Schantz and R.E. Bowman. 1988. Delayed spatial alternation deficits resulting from perinatal PCB exposure in monkeys. Arch. Toxicol. 62: 267-273. En: U.S. EPA (U.S. Environmental Protection Agency). IRIS (Integrated Risk Information System). April 1, 1997. 0462. Aroclor 1016. Marchand, M., J.C. Caprais, J. Tronczynski, J.C. Marty, P. Scribe and A. Saliot. 1986. Processus de transport et flux des hydrocarbures et hydrocarbures halogénés daus l’estuaire de la Loire. Rapp. P.V. Réun. Cons. Int. Explor. Mer. 186: 361-374. En: WHO (World Health Organization)/UNEP (United Nations Environment Programme). 1990. Global Environment Monitoring System. Global Freshwater Quality. A First Assessment. Mayer, F.L., P.M. Mehrle and H.O. Sanders. 1977. Residue dynamics and biological effects of polychlorinated biphenyls in aquatic organisms. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 5(4): 501-511. Mayer, P., B. Halling-Sorensen, D.T.H. Sijm and N. Nyholm. 1998. Toxic cell concentrations of three polychlorinated biphenyl congeners in the green alga Selenastrum capricornutum. Environ. Toxicol. Chem. 17(9): 1848-1851. Metcalf, R.L., J.R. Sanborn, P.Y. Lu and D. Nye.1975.Laboratory model ecosystem studies of the degradation and fate of radiolabeled tri-, tetra-, and pentachlorobiphenyl compared with DDE. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 3(2): 151-165; Natl.Conf.Polychlorinated Biphenyls, Nov.19-21, 1975, Chicago, IL:243-253. En: AQUIRE (Aquatic toxicity Information Retrieval) database. U.S. Environmental Protection Agency, National Health and Environmental Effects Research Laboratory, Mid-Continent Ecology Division, Duluth, Minnesota. NCI (National Cancer Institute). 1978. Bioassay of Aroclor 1254 for possible carcinogenicity. Carcinogenesis Tech. Rep. Ser. Nº 38. En: PCBs: Cancer Dose-Response Assessment and Application to Environmental Mixtures. EPA/600/P-96/001F. September 1996. National Center for Environmental Assessment. Office for Research and Development. U.S. Environment Protection Agency. Washington. DC. Nebeker, A.V. and F.A. Puglisi. 1974. Effect of polychlorinated biphenyls (PCBs) on survival and reproduction of Daphnia, Gammarus, and Tanytarsus. Trans. Am. Fish. Soc. 103(4): 722-728.




Nebeker, A.V., F.A. Puglisi and D.L. Defoe. 1974. Effect of polychlorinated biphenyl compounds on survival and reproduction of the fathead minnow and flagfish. Trans. Am. Fish. Soc. 103(3): 562-568. Norback, D.H., R.H. Weltman. 1985. Polychlorinated biphenyl induction of hepatocellular carcinoma in the Sprague-Dawley rat. Environ. Health Perspect. 60: 97-105. En: PCBs: Cancer Dose-Response Assessment and Application to Environmental Mixtures. EPA/600/P-96/001F. September 1996. National Center for Environmental Assessment. Office for Research and Development. U.S. Environment Protection Agency. Washington. DC. Oliver B.G. and A.J. Niimi. 1988. Trophodynamic Analysis of Polychlorinated Biphenyl Congeners and Other Chlorinated Hydrocarbons in the Lake Ontario Ecosystem. Environ. Sci. Technol. Vol. 22, Nº 4. Oliver, B.G. and A.J. Niimi. 1985. Bioconcentration factors of some halogenated organics for rainbow trout: limitations in their use for prediction of environmental residues. Environ. Sci. Technol. 19(9): 842-849. En: AQUIRE (Aquatic toxicity Information Retrieval) database. U.S. Environmental Protection Agency, National Health and Environmental Effects Research Laboratory, Mid-Continent Ecology Division, Duluth, Minnesota. Oliver, B.G. and K.D. Nicol. 1984. Chlorinated contaminants in the Niagara river. Sci. Total Environ. 39. 57-70. En: WHO (World Health Organization)/UNEP (United Nations Environment Programme). 1990. Global Environment Monitoring System. Global Freshwater Quality. A First Assessment. PCB Congener Weight%s in Aroclors of 5 Types. Data condensed from: Frame, G. M., Cochran, J. W., and Boewadt, S.S., J. High Res. Chromatogr., Vol. 19, pp 657-668 (1996) En: http://www.epa.gov/opptintr/pcb/ Safe, S. 1994. Polychlorinated biphenyls (PCBs): environmental impact, biochemical and toxic responses, and implications for risk assessment. Crit. Rev. Toxicol. 24(2): 87-149. En: PCBs: Cancer Dose-Response Assessment and Application to Environmental Mixtures. EPA/600/P-96/001F. September 1996. National Center for Environmental Assessment. Office for Research and Development. U.S. Environment Protection Agency. Washington. DC. Schantz, S.L., E.D. Levin, R.E. Bowman et al. 1989. Effects of perinatal PCB exposure on discrimination-reversal learning in monkeys. Neurotoxicol. Teratol. 11: 243-250. En: U.S. EPA (U.S. Environmental Protection Agency). IRIS (Integrated Risk Information System). April 1, 1997. 0462. Aroclor 1016. Schantz, S.L., E.D. Levin, R.E. Bowman. 1991. Long-term neurobehavioral effects of perinatal polychlorinated byphenil (PCB) exposure in monkeys. Environ. Toxicol. Chem. 10: 747-756. En: U.S. EPA (U.S. Environmental Protection Agency). IRIS (Integrated Risk Information System). April 1, 1997. 0462. Aroclor 1016. Schoettger, R.A.. 1970. Fish-Pesticide Research Laboratory. U.S. Dep. Interior, Bur. Sport Fish. Wildl. Res., Publ. 106: 2-40. En: AQUIRE (Aquatic toxicity Information Retrieval) database. U.S. Environmental Protection Agency, National Health and Environmental Effects Research Laboratory, Mid-Continent Ecology Division, Duluth, Minnesota. Servicio de Hidrografía Naval. Departamento Oceanografía. Sección Química Marina. 2003. Protocolo para la Determinación cuantitativa de Plaguicidas Clorados y Bifenilos Policlorados (OCs. y PCBs.) por Cromatografía Gaseosa con Detección por Captura Electrónica en muestras de agua, sedimentos y tejido de biota acuática (Av. Montes de Oca 2124. C1270ABV Buenos Aires, Argentina. Tel.: 54 11 4301 0061/66 Ext. 4119-4117-4121. Fax: 54 11 4303 0939 / 4301 2918 / 4303 2299. e-mail: [email protected]) Silberhorn, E.M., H.P. Glavert and L.W. Robertson. 1990. Carcinogenicity of polyhalogenated biphenyls: PCBs and PBBs. Crit. Rev. Toxicol. 20(6): 439-496. En: PCBs: Cancer Dose-Response Assessment and Application to Environmental Mixtures. EPA/600/P-96/001F. September 1996. National Center for Environmental Assessment. Office for Research and Development. U.S. Environment Protection Agency. Washington. DC. Sinks, T., G. Steele, A.B. Smith, K. Watkins and R.A. Shults. 1992. Mortality among workers exposed to polychlorinated biphenyls. Am. J. Epidemiol. 136(4): 389-398. En: PCBs: Cancer Dose-Response Assessment and Application to Environmental Mixtures. EPA/600/P-96/001F. September 1996. National Center for Environmental Assessment. Office for Research and Development. U.S. Environment Protection Agency. Washington. DC. Stalling, D.L. 1972. Toxicities of pcbs to fish and environmental residues. Environ. Health Perspect. 1: 159-164. En: AQUIRE (Aquatic toxicity Information Retrieval) database. U.S. Environmental Protection Agency, National Health and Environmental Effects Research Laboratory, Mid-Continent Ecology Division, Duluth, Minnesota. Tooby, T.E., P.A. Hursey and J.S. Alabaster. 1975. The acute toxicity of 102 pesticides and miscellaneous substances to fish. Chem. Ind. (Lond.) 21: 523-526. En: AQUIRE (Aquatic toxicity Information Retrieval) database. U.S. Environmental Protection Agency, National Health and Environmental Effects Research Laboratory, Mid-Continent Ecology Division, Duluth, Minnesota.




Tryphonas, H., M.I. Luster, G. Schiffman et al. 1991a. Effect of chronic exposure of PCB (Aroclor 1254) on specific and non-especific immune parameters in the rhesus (Macaca mulatta) monkey. Fund. Appl. Toxicol. 16(4): 773-786. En: U.S. EPA (U.S. Environmental Protection Agency). IRIS (Integrated Risk Information System). April 1, 1997. 0389. Aroclor 1254. Tryphonas, H., M.I. Luster, K.L. White et al. 1991b. Effects of PCB (Aroclor 1254) on non-specific immune parameters in Rhesus (Macaca mulatta) monkeys. Int. J. Immunopharmacol. 13: 639-648. En: U.S. EPA (U.S. Environmental Protection Agency). IRIS (Integrated Risk Information System). April 1, 1997. 0389. Aroclor 1254. Tryphonas, H., S. Hayward, L. O’Grady et al. 1989. Immunotoxicity studies of PCB (Aroclor 1254) in the adult Rhesus (Macaca mulatta) monkey – preliminary report. Int. J. Immunopharmacol. 11: 199-206. En: U.S. EPA (U.S. Environmental Protection Agency). IRIS (Integrated Risk Information System). April 1, 1997. 0389. Aroclor 1254. U.S. EPA (U.S. Environmental Protection Agency). IRIS (Integrated Risk Information System). April 1, 1997a. 0389. Aroclor 1254. U.S. EPA (U.S. Environmental Protection Agency). IRIS (Integrated Risk Information System). April 1, 1997b. 0462. Aroclor 1016. U.S. EPA (U.S. Environmental Protection Agency). IRIS (Integrated Risk Information System). April 1, 1997c. 0649. Aroclor 1248. U.S. EPA (U.S. Environmental Protection Agency). IRIS (Integrated Risk Information System). June 1, 1997. 0294. Polychlorinated biphenyls (PCBs). U.S. EPA (U.S. Environmental Protection Agency). July 1998. Office of Water. Ambient Water Quality Criteria Derivation Methodology for the Protection of Human Health. EPA-822-B-98-005. U.S. EPA (U.S. Environmental Protection Agency). March 1990. Office of Drinking Water. Technologies for Upgrading Existing or Designing New Drinking Water Treatment Facilities. EPA/625/4-89/023. Wegman, R.C.C. and P.A. Greve. 1980. Halogenated hydrocarbons in Dutch water samples over the years 1969-1977. In: Hydrocarbons and Halogenated Hydrocarbons in the Aquatic Environment, B.K. Afghan and D. Mackay [Eds], Plenum Press, New York, 405-415. En: WHO (World Health Organization)/UNEP (United Nations Environment Programme). 1990. Global Environment Monitoring System. Global Freshwater Quality. A First Assessment.



Niveles Guía Nacionales de Calidad de Agua Ambiente PCBs XI.1

XI) HISTORIAL DEL DOCUMENTO Fecha de edición original junio 2002 Actualización diciembre

2004 Incorporación de Sección IX

Documents

DESARROLLOS DE NIVELES GUIA NACIONALES DE ......II.1) Introducción La evaluación del poder deletéreo de la familia de los difenilos policlorados por vía oral comprende diversos