Muestreo pasivo de contaminantes disueltos: Optimización de la técnica y calibración en laboratorio y campo en sitios contrastantes de la cuenca del Plata

Abstract

Los dispositivos de muestreo pasivo (DMP) han sido desarrollados como una técnica eficiente de monitoreo continuo de contaminantes disueltos en agua debido a su capacidad de integrar concentraciones en el tiempo, evitando o complementando el muestreo puntual, las estaciones de muestreo automáticas o el uso de organismos centinela. El objetivo de esta tesis fue optimizar y calibrar un Dispositivo de Muestreo Pasivo (DMP) en laboratorio. Asimismo se llevó a cabo la validación a campo mediante monitoreo de contaminantes disueltos con distintas propiedades físico-químicas, en ecosistemas acuáticos de características naturales e impacto antrópico contrastantes. Por otra parte se evaluó el desempeño de los DMPs con respecto al muestreo puntual y al uso de organismos centinela (Corbicula fluminea) mediante su trasplante en sitios contaminados.El dispositivo diseñado se basó en el modelo patentado como Chemcatcher® y consistió en un cuerpo cilíndrico hueco de polipropileno de 52 x 16 x 1 mm, el cual está equipado con membranas aceptoras (C18 para orgánicos hidrofóbicos y Chelating para metales) y de difusión (polietileno de baja densidad para orgánicos hidrofóbicos y acetato de celulosa para metales). Previo al armado y exposición, se procedió a la limpieza de membranas difusoras y acondicionamiento de las membranas aceptoras con metanol y agua bidestilada.Los analitos estudiados tanto en la calibración como en los despliegues de los DMPs incluyeron compuestos orgánicos (PCBs: Bifenilos Policlorados; POCls: Pesticidas Organoclorados; HAPs: Hidrocarburos Aromáticos Policíclicos y ALIs: Hidrocarburos Alifáticos) y metales (Cu: Cobre; Mn: Manganeso y Ni: Níquel) en las membranas aceptoras, muestras puntuales de agua y organismos centinelas.Los extractos orgánicos fueron concentrados, purificados por cromatografía en columna de sílice y analizados por cromatografía gaseosa con detectores de ionización de llama y captura electrónica. Por otro lado los metales se determinaron por espectrometría de absorción atómica (llama y horno de grafito). Los ensayos de calibración de los DMPs fueron realizados mediante un modelo experimental de flujo continuo (0,5 l.h-1) compuesto por recipientes acrílicos de 28 l conectados a un reservorio de 1000 l de agua y a una bomba peristáltica que dosificó (1,6 ml.h-1) la solución madre de contaminantes, asegurando una concentración nominal de 100 ng.l-1 para compuestos hidrofóbicos (PCBs, ALIs: C10-C32, HAPs: Fluoreno, Fluoranteno y Pireno y POCls: Clordano, DDE, Clorpirifos y Lindano) y 100 ug.l-1 para metales (Cu y Mn). Para analizar la cinética de muestreo, los dispositivos se retiraron a los días 3, 7, 15 y 30 colectando simultáneamente una muestra de agua para el monitoreo de las concentraciones de compuestos hidrofóbicos y metales. Durante el desarrollo de los ensayos, los parámetros de calidad de agua fueron monitoreados diariamente para verificar la evolución de las condiciones en el medio de exposición. Los ensayos se realizaron con agua destilada (DES) y agua del Río de la Plata (RLP) con un contenido de materia orgánica disuelta y de material particulado conocido, para evaluar el efecto competidor de estas fases sobre las tasas de muestreo. Las tasas de muestreo obtenidas mediante la aplicación del modelo de absorción lineal presentaron una fuerte variabilidad entre los compuestos y entre los dos ensayos siendo 1-32 veces más elevadas en DES respecto de RLP (0,05-1,73 vs. 0,002-0,4 l.d-1). La diferencia de tasas DES-RLP fue máxima para metales (9-32 veces), decreciendo para orgánicos desde ALIs, HAPs, POCls hasta PCBs (5,4-18; 8,3; 3,7-7,1; 1-3,5 veces respectivamente). En ambos ensayos se observó una relación directa entre las velocidades de acumulación de los compuestos y su hidrofobicidad, hasta un log Kow~5, a partir del cual la relación observada fue inversa, indicando que en el rango de log Kow > 5 el proceso de ingreso hacia la membrana estuvo gobernado por la difusión a través de la capa límite de agua. De manera complementaria las tasas de muestreo también se determinaron in situ mediante compuestos de depuración (PRCs) y la aplicación de modelos de difusión molecular en agua. La relación entre las tasas experimentales en DES con las que predice el modelo de difusión, demostró que en ausencia de fases competitivas, las tasas de muestreo tienden a ser comparables, mientras que el modelo de difusión sobrestima las tasas en medios donde existen fases competidoras como en RLP.Con el fin de evaluar el rendimiento de los DMPs en el campo, los muestreadores fueron desplegados en dos sitios de características naturales e impacto antrópico contrastantes, zona costera de Berazategui en el RLP, fuertemente impactada por descargas de efluentes urbano-industriales y la Bahía de Ñandubaysal, Río Uruguay (RU, Gualeguaychú, Entre Ríos), sistema más autotrófico y menos contaminado. En términos generales las concentraciones de contaminantes orgánicos y de metales determinadas por muestreos puntuales y mediante la integración de los DMPs resultaron entre 2 y 12 veces superiores en RLP con respecto al RU, reflejando la carga contaminante de los ríos Matanza-Riachuelo, arroyos Sarandí, Santo Dominico, aliviador Jiménez y del emisario cloacal de Berazategui. En cuanto al reparto de los compuestos hidrofóbicos entre fase aparente (CA) y la fase verdaderamente disuelta (CD), se observó un comportamiento diferenciado según los grupos de contaminantes, representando una relación CA/CD de 1 a 317 en el RLP y de 1 a 96 en el RU, coincidente con lo observado en la literatura y reflejando la contribución de la fase coloidal y micro-particulada filtrable en el muestreo puntual. En contraste con los compuestos hidrófobicos, el muestreo puntual (CMP) y el pasivo de metales (CDMP) fueron equivalentes debido a la menor restricción de la membrana difusora (poro: 0,45 µm), resultando en cocientes CMP/CDMP mucho menores (0,7-2,0 y 1,2-4,0, RLP y RU respectivamente).La experiencia de comparación de DMPs con organismos centinelas se realizó mediante el despliegue simultaneo en Berazategui de bivalvos trasplantados desde La Balandra, con muestreos a 15, 32 y 63 días de exposición. Los bivalvos acumularon mayor masa de contaminantes que los DMPs, viéndose reflejado en las pendientes de acumulación que resultaron 1,5-35 veces más elevadas en los bivalvos. De esta manera, la cinética de acumulación de los compuestos orgánicos en los DMPs presentó pendientes que oscilaron entre 10-108 ng día-1 por gramo de C18; mientras que en las almejas, en los grupos de compuestos donde se observó linealidad con el tiempo, las pendientes oscilaron entre 44-2410 ng día-1 por gramo lipídico. Coincidente con lo observado durante la experiencia de calibración, la cinética de acumulación de los DMPs presentó un comportamiento lineal para los compuestos orgánicos y los metales (R2: 0,78-0,99, p<0,05). Por el contrario, la acumulación en los organismos fue lineal en PCBs, CLDs, ENDOs, ALIs y metales, mientras que para los HAPs (R2: 0,44, p>0,05) y Clorpirifos (R2:0,0003, p>0,05) no se registró una tendencia significativa, posiblemente reflejando la degradación y eliminación de compuestos. Estas diferencias en la cinética de acumulación de los DMPs y de los organismos se relaciona principalmente con los mecanismos de ingreso de las sustancias en ambas matrices; filtración activa en los bivalvos que supera en más de un orden de magnitud a las tasas de muestreo de los DMPs (7,2-60 l.d-1 y 0,002-0,4 l.d-1), lo que explica la llegada mas rápida al equilibrio. Por otra parte, la vía alimentaria consistente en la ingestión de partículas finas (<1-10um) es la ruta de ingreso predominante de contaminantes orgánicos persistentes.Para evaluar el reparto entre organismos y la fase acuosa, se estimaron los Factores de Bioconcentración (FBC) considerando la concentración en base lipídica (Clip) hallada en los organismos en función de la concentración en la fase verdaderamente disuelta integrada por el DMP (FBCCD: Clip/CCD) y en la fase aparente (FBCCA: Clip/CA). Los FBCCD presentaron una menor variabilidad y una clara correspondencia con la hidrofobicidad de los compuestos, reflejando la mayor representatividad que tiene el FBCCD para evaluar el reparto entre los bivalvos y la fase acuosa, en contraposición con el FBCCA, que evidencia los problemas asociados con la fase coloidal y micro-partículada con gran afinidad por los contaminantes hidrofóbicos, la variabilidad del muestro puntual y la sobrestimación de las concentraciones de exposición.Con respecto a los metales, las pendientes de acumulación en los DMP fueron de 0,1-2,0 µg día-1 por gramo seco, mientras que en los organismos las pendientes fueron entre 2,5 a 11 veces inferiores (0,04-0,18 µg día-1 por gramo seco). La fase del disuelto que incorporan los DMPs equipados para medir metales, esta determinada por el tamaño de poro de la membrana difusora (AC:0,45 µm) que habilita el muestreo de iones metálicos libres, metales asociados al carbono orgánico disuelto (COD) y a micro-partículas filtrables. Además de la incorporación de una fase coloidal y micro-particulada, otro factor que explica las elevadas pendientes de acumulación de los DMPs con respecto a la presentada por los organismos, está asociado con el grado de biorregulación y bioacumulacion diferenciada de cada metal en los bivalvos. Este proceso se vio reflejado especialmente en los FBC basados en las concentraciones integradas por los DMPs que exhibieron valores mas elevados para el Cu (1,33) con respecto al Mn (0,36).En resumen, los DMPs presentaron diversas ventajas frente a las estrategias de muestreo puntual y biomonitoreo. Con respecto al muestreo puntual, los DMPs demostraron tener una alta capacidad de captación de sustancias, incluso a niveles ultratraza, debido a su capacidad de integrar concentraciones, en contraste con los grandes volúmenes de muestra necesarios en las tomas puntuales; presentan además un bajo costo de traslado, manutención, despliegue a campo (independiente de una fuente de energía), extracción (menor volumen de solvente) y análisis en laboratorio; y por ultimo una de sus principales aplicaciones, relacionada con la estimación de una concentración integrada en el tiempo (TWA) de los contaminantes disueltos en el periodo de muestreo, a diferencia de una toma puntual que reflejó solo la situación de un instante en el rio.Los DMPs presentaron claras diferencias con respecto a los organismos centinelas. Básicamente los DMPs pueden desplegarse en sitios que representan condiciones ambientales inadecuadas o altamente toxicas para los organismos, así como no se encuentran afectados por factores biológicos (tamaño, edad, sexo, lípidos, mortalidad) ni por la metabolización o biorregulación de los contaminantes, que dificultan el análisis de la cinética de acumulación y las condiciones de equilibrio. Esta serie de ventajas posicionan a los DMPs como una herramienta biomimética de monitoreo ambiental de gran potencial, comparado con las complejidades del uso de organismos centinela.

Passive Sampling Devices (PSDs) have been developed as an efficient technique for continuous monitoring of dissolved pollutants in water due to their ability to integrate concentrations over time, avoiding or supplementing spot sampling, automatic sampling stations or the use of sentinel organisms. The objective of this thesis was to optimize and calibrate a Passive Sampling Device (PSD) in the laboratory. Field validation was also carried out through the monitoring of dissolved pollutants with different physicochemical properties, in aquatic ecosystems with natural characteristics and contrasting anthropic impact. On the other hand, the performance of the PSDs was evaluated in regards to spot sampling and the use of sentinel organisms (Corbicula fluminea) transplanted to contaminated sites. The device used was based on the patented model as Chemcatcher® and consisted of a hollow cylindrical body of polypropylene of 52 x 16 x 1 mm, which is equipped with acceptor membranes (C18 for hydrophobic organic and Chelating for metals) and diffusion (low density polyethylene for hydrophobic organic and cellulose acetate for metals). Before the assembly and exposure, the cleaning of diffusing membranes and the conditioning of the acceptor membranes with methanol and doubly distilled water, were carried out. The analytes studied both in the calibration test and deployments of the PSDs included organic compounds (PCBs: Polychlorinated Biphenyls, OCPs: Organochlorine Pesticides, PAHs: Polycyclic Aromatic Hydrocarbons and ALIs: Aliphatic Hydrocarbons) and metals (Cu: Copper, Mn: Manganese and Ni: Nickel) in the acceptor membranes, spot samples of water and sentinel organisms determined by high resolution gas chromatography and atomic absorption spectrometry. PSDs calibration was performed using an experimental continuous flow model (0.5 l h -1 ) composed of 28 l acrylic containers connected to a 1000 l reservoir and a peristaltic pump that dosed (1.6 ml.h-1 ) the pollutant stock solution, ensuring a nominal concentration of 100 ng.l-1 for hydrophobic compounds (PCBs, ALIs: C10-C32, PAHs: Fluorene, Fluoranthene and Pyrene and OCPs: Chlordane, DDE, Chlorpyrifos and Lindane) and 100 ug.l-1 for metals (Cu and Mn). In order to analyze the sampling kinetics, the devices were removed at 3, 7, 15 and 30 days simultaneously collecting water samples for pollutant analysis. Water quality parameters were monitored daily to verify the evolution of the conditions during the test. The calibration test were carried out with distilled water (DIS) and Río de la Plata wat (RLP) with known amounts of dissolved organic matter and particulate material to evaluate the competing effect of these phases on sampling rates. Sampling rates obtained by applying the linear absorption model showed a strong variability between the compounds and between the two experiments being 1-27 times higher in DIS compared to RLP (0.05-1, 73 vs. 0.002-0.4 l.d -1 ). The DIS-RLP rate difference was maximum for metals (9-27 times), and decreased for organic from ALIs, PAHs, OCPs to PCBs (5.4-18, 8.3, 3.7-7.1, 1- 3.5 times respectively). In both tests a direct relationship between compound accumulation rates and their hydrophobicity was observed up to a log Kow ~ 5, from which the observed relationship was reversed, indicating that in the log Kow> 5 range, the transport process is governed by diffusion through the water boundary layer. In addition, sampling rates were also estimated in situ using Performance Reference Compounds (PRCs) and the application of molecular diffusion models in water. The relationship between the experimental rates in DIS predicted by the diffusion model showed that in the absence of competitive phases, sampling rates tend to be comparable, while the diffusion model overestimates the rates in media where there are competing phases such as in RLP. In order to evaluate the performance of the PSDs for the monitoring of hydrophobic organic compounds and dissolved metals in the field, the samplers were deployed in two sites with natural characteristics and contrasting anthropic impact, the coastal zone of Berazaregui in the RLP, heavily impacted by urban-industrial effluent discharges, and the Ñandubaysal Bay, Uruguay River (RU, Gualeguaychú), a more autotrophic and less polluted system. In general, concentrations of organic pollutants and metals determined by spot sampling and by PSDs were 2 to 12 times higher in RLP than in RU, reflecting the pollutant charge carried by the Matanza-Riachuelo river, Sarandí, Santo Dominico, Jiménez streams and of the Berazategui sewer. As for the distribution of the hydrophobic compounds between the apparent phase (CA) and the truly dissolved phase (CD), a different behavior was observed according to the groups of pollutants, representing an CA / CD ratio of 1 to 317 in RLP and 1 To 96 in RU, coinciding with what was observed in the literature and reflecting the contribution of the colloidal and micro-particulate filterable phase in the spot sampling. In contrast with hydrophobic pollutants, the spot sampling (CW) and the passive sampling for metals (CPSD) were equivalent due to the lower restriction of the diffusion membrane (0,45 µm) with lower CW / CPSD ratios (0.7-2.0 and 1.2-4.0 for RLP and RU respectively). The comparative evaluation of PSDs with sentinel organisms was carried out by a simultaneous deployment in Berazategui with bivalves transplanted from La Balandra, with sampling a 15, 32 and 63 days of exposition. Bivalves accumulated greater mass of contaminants than the PSDs as indicated the 1.5-35 times higher slopes of bivalves. The accumulation kinetics of the organic compounds in the PSDs showed slopes ranging from 10-108 ng day -1 per gram of C18; while in clams, the slopes ranged from 44-2410 ng day-1 per gram lipid. Coincident with results from the calibration experience, the accumulation kinetics of PSDs presented a linear behavior for organic compounds and metals (R2 : 0.78-0.99, p <0.05). In contrast, accumulation in organisms was linear in PCBs, CLDs, ENDOs, ALIs and metals, whereas for PAHs (R2 : 0.44, p> 0.05) and Chlorpyrifos (R2 : 0.0003, p > 0.05) there was no significant trend, possibly reflecting compound degradation and/or elimination. These differences in the accumulation kinetics of PSDs and organisms are mainly related to the mechanisms of entry of the substances in both matrices; active filtration in bivalves that is more than one order of magnitude higher than PSDs sampling rates (0.3-2.5 l.hr1 Vs. 0.002-0.4 ld-1 ), resulting in a more rapid equilibrium. In addition, the dietary pathway consisting in the ingestion of fine particles (<1-10um) is the predominant accumulation route of persistent organic pollutants. In order to evaluate the distribution between organisms and the aqueous phase, Bioconcentration Factors (BCF) were estimated considering the concentration in lipid base found in organisms in function of the concentration in the truly dissolved phase integrated by PSD (BCFCD: Clip / CD) and in the apparent phase (BCFCA: Clip / CA). BCFCD showed lower variability and a clear correspondence with the hydrophobicity of the compounds, reflecting the greater representativeness of the BCFCD to evaluate the distribution between the bivalves and the aqueous phase, opposed to the BCFCA, which shows the problems associated with the colloidal and microparticle phase with high affinity for hydrophobic contaminants, variability of spot sampling and overestimation of exposure concentrations. In regard to metals, the slopes of accumulation in the PSD were 0.1-2.0 μg day1 per dry gram, whereas in the organisms the slopes were between 2.5 and 11 times lower (0.04 -0.18 μg.day-1 per dry gram). The dissolved phase that incorporate PSDs equipped to measure metals is determined by the pore size of the diffusing membrane (CA: 0.45 um) that enables the sampling of free metal ions, metals associated with dissolved organic carbon (DOC) and microfiltrable particles. In addition to the incorporation of a colloidal and micro-particulate phase, another factor that explains the high slopes of accumulation of PSDs in relation to what presented by organisms is associated with the degree of biorregulation and bioaccumulation differentiated of each metal in bivalves. This process was especially reflected in the BCFs based concentrations composed of PSDs that exhibited higher values for Cu (1.33) than Mn (0.36). In summary, the PSDs presented several advantages compared to the strategies of spot sampling and biomonitoring. With respect to spot sampling, PSDs showed a high capacity for uptake of substances, even at ultratrace levels, due to their ability to integrate concentrations, in contrast to the large sample volumes required for spot samples; they also present a low cost of transportation, maintenance, field deployment (independent of a source of energy), extraction (lower volume of solvent) and laboratory analysis; and finally one of its main applications, related to the estimation of a time weight averaged concentration (TWA) of dissolved pollutants in the sampling period, as opposed to a snapshot that reflected only the situation of an instant in the river . PSDs showed clear differences compared to sentinel bivalves. Basically PSDs can be deployed in sites that represent environmental conditions that are inadequate or highly toxic to organisms, and are not affected by biological factors (size, age, sex, lipids, mortality) nor by the metabolization or biorregulation of contaminants, which make it difficult to analyze the kinetics of accumulation and equilibrium conditions. This series of advantages positions PSDs as a biomimetic tool for environmental monitoring of great potential, compared to the complexities of the use of sentinel organisms.