ARTICULOS

Equivalentes tóxicos de hidrocarburos aromáticos políciclicos en particulado atmosférico en Valencia, Venezuela

Toxic equivalency factors of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHS) in Valencia, Venezuela

Vargas, Maritza*; Romero, Gabriela; Palencia, Aura; Rivero, Exila; Piñero, Sofía
Unidad de Investigación en Toxicología Molecular (UTM). Escuela de Bioanálisis, Sede Carabobo. Facultad de Ciencias de la Salud, Universidad de Carabobo. Estado Carabobo, Venezuela. Código Postal 2005.
mvargas@uc.edu.ve

Recibido: 9 de mayo de 2012
Aceptado: 16 de septiembre de 2012
Versión final recibida: 9 de septiembre de 2013

---

Resumen. El particulado atmosférico de las áreas urbanas contiene mezclas de compuestos contaminantes con diferentes grados de toxicidad como los Hidrocarburos Aromáticos Policíclicos (HAPs), provenientes de las emisiones de combustión incompleta de diversas fuentes no naturales. Los HAPs pueden provocar cáncer, malformaciones congénitas, trastornos del sistema nervioso, entre otros, al ser absorbidos, ya sea por inhalación o ingesta. El factor de equivalencia de toxicidad (FET), es un parámetro estimativo que relaciona la toxicidad de un compuesto con un componente de referencia, cuyo objetivo es evaluar la toxicidad y el riesgo de diversas sustancias y, en el caso de HAPs, el benzo(a)pireno (BaP) es el compuesto de referencia. El objetivo de este trabajo fue estimar el riesgo potencial de exposición a HAPs en habitantes de la zona de estudio a través de los FET. Catorce HAPs fueron extraídos del particulado atmosférico colectado en filtros y analizados por Cromatografía Líquida de Alta Eficiencia con detector de fluorescencia. Se determinó la concentración de los HAPs, se calculó la concentración tóxica equivalente para cada compuesto y de la mezcla total de acuerdo al método propuesto por la Agencia de Protección Ambiental (EPA) de Estados Unidos. La concentración promedio total de HAPs en el particulado fue de 1,97 ng/m³. La contribución del BaP fue del 2,54% en la mezcla total de HAPs. La concentración tóxica equivalente total fue de 0,08 ng/m³ de la mezcla de aire. Las concentraciones tóxicas equivalentes para cada HAP y para el total en el particulado atmosférico no exceden el valor de 1 ng/m³ en equivalentes de BaP, indicado en diversas regulaciones internacionales.

Palabras clave: HAPs; Factor equivalente de toxicidad; Riesgo de cáncer; Particulado atmosférico.

Abstract. The atmospheric particulate from urban areas contains mixtures of contaminants with different degrees of toxicity such as Polycyclic Aromatic Hydrocarbons (PAHs) derived from emissions from incomplete combustion of various natural sources. PAHs can cause cancer, birth defects and nervous system disorders when they are absorbed either by inhalation or ingestion. The toxic equivalency factor (TEF) is a parameter that relates the toxicity of a compound with a reference component in order to evaluate the toxicity and risk of various substances. The benzo(a)pyrene (BaP) is the reference compound in the case of PAHs mixture. The aim of this study was to estimate the potential risk of exposure to PAHs in people of the study area through the TEF. Fourteen PAHs were extracted from particulate filters and analyzed by liquid chromatography- fluorescence detection. The concentration of PAHs was calculated. The total average concentration of PAHs in the particulate was 1.97 ng/m³. Then, the equivalent toxic concentration of each compound and the total mixture were calculated too according to the method proposed by the United States Environmental Protection Agency (EPA). The contribution of BaP was 2.54% in the total mixture of PAHs. The total equivalent toxic concentration was 0.08 ng/m³ in the air mixture. The toxic equivalent concentrations for each PAH and the total in the atmospheric particulate were not exceeding the value of 1 ng/m3 in BaP equivalent that is the level indicated in international regulations.

Keywords: PAHs; Toxicity equivalent factor; Risk; Atmospheric particulate.

---

 

INTRODUCCIÓN

Los riesgos planteados por la exposición a mezclas de hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAPs) han sido evaluados a lo largo del tiempo por diversas organizaciones y agencias internacionales (Environmental Protection Agency (EPA) 1984; World Health Organization (WHO) 1987;Agency for Toxic Substances and Disease Registry (ATSDR) 1995; Comisión Europea 2001; International Agency for Research on Cancer (IARC) 2012), estableciéndose las características y propiedades carcinogénicas y mutagénicas, de las emisiones así como de cada hidrocarburo presente en la mezcla (IARC 2012). El benzo(a)pireno (BaP) es el HAP más ampliamente estudiado. Existe abundante información en cuanto a su toxicidad y a su relación directa con otros HAPs, así como estudios experimentales con animales que han confirmado la carcinogenicidad y la formación de tumores después de la inhalación (Gelboin 1980; Gil y col. 1996; Mastandrea y col. 2005). Por estar clasificado como una sustancia del tipo 1A (carcinógeno humano) (ATSDR 1995; EPA 2006; IARC 2012), la cuantificación del BaP en la mezcla total de aire ha sido propuesta para evaluar el riesgo relativo a la salud asociado a la exposición a HAPs (Petry y col.1996).

Considerando que las mezclas de HAPs presentan variaciones en su composición y proporción, según el origen de la emisión (Fang y col. 2002; Omar y col. 2002; Donalson y col. 2005; Norramit y col. 2005; Turrio-Baldassarri y col. 2006;Tham y col. 2007), la EPA en 1993 propone el cálculo del Factor de Equivalencia de Toxicidad (FET), que es una metodología cuyo objetivo es evaluar la toxicidad y el riesgo de diversas sustancias (Nisbet y LaGoy 1992; Petry y col. 1996). El FET es un parámetro estimativo que relaciona la toxicidad de un compuesto con un componente de referencia, que para el caso de los HAPs, es el BaP (Van der Berg y col. 2006). Mediante este factor se puede encontrar un estimado de la toxicidad generada por una fuente variable, es decir se calcula una ponderación de cuan tóxica es una emisión (Rojas y col. 2011).

El cálculo del FET se ha empleado en diversas investigaciones, entre las que se pueden citar la realizada por Fang y col. (2002) quienes investigaron los HAPs en fase gaseosa y en particulado en áreas rurales y urbanas de una ciudad en Taiwan. Los resultados indican que las concentraciones son superiores en los sitios urbanos debido a las emisiones de procesos industriales.

El cálculo de factores de equivalencia del BaP, indica un riesgo mayor en estos sitios, sin embargo concluye que el riesgo es aceptable en el aire ambiental del centro de Taiwan.

Asimismo en Curitiba (Brasil), se determinó la concentración de HAPs en material particulado atmosférico, donde las relaciones moleculares indicaron que la fuente de emisión de HAPs son los vehículos a gasolina, en el área de baja población, y los de diesel en la de tráfico pesado. El cálculo del FET para el BaP indicó un bajo riesgo asociado a la exposición de HAPs totales en el aire (Froehner y col. 2010). Resultados similares se obtuvieron en Teherán, en donde el número anual de casos de cáncer atribuibles a HAPs cancerígenos fue estimado en 58 personas por millón (Halek y col. 2008).

Con casi 2 millones y medio de habitantes (1.435 hab/Km²) (Instituto Nacional de Estadística (INE) 2011), Valencia (Venezuela) es la capital de un estado industrial por excelencia cuya zona urbana se caracteriza por su gran actividad comercial y alta densidad vehicular con aproximadamente 500.000 automóviles particulares (Lílido y Ramirez 2012). Tiene una temperatura media anual de 26,7°C, con precipitaciones promedio de 70 mm anuales y un periodo lluvioso de mayo a noviembre (Instituto Nacional de Meteorología e Hidrología (INAMEH) 2012).Esta ciudad se asienta en un valle a 427 msnm, en el que los vientos alisios soplan de norte-este al sur-este, con una velocidad promedio de 10 Km/h (Observatorio Oceanográfico Digital de Venezuela (O.O.D) 2012). Considerando que los factores antes mencionados favorecen la emisión de HAPs al ambiente, el propósito de este estudio fue estimar el riesgo potencial de exposición a estos contaminantes a través de los FET en dicha ciudad.

MATERIAL Y MÉTODOS

El presente estudio comprende la determinación de la concentración y las características de los HAPs enlazados al particulado atmosférico, la evaluación de la toxicidad y la valoración del riesgo de la mezcla de ellos en el aire. Para ello se analizaron 14 HAPs naftaleno (Naf), acenafteno (Ace), fluoreno (Flu), fenantreno (Fen), antraceno (Ant), pireno (Pir), benzo(ghi)perileno (BghiP), benzo(a)antraceno (BaA), criseno (Cris), benzo(b)fluoranteno (BbF), benzo(k)fluoranteno(BkF), benzo(a) pireno (BaP), dibenzo(a)antraceno (DBA), e indeno(1,2,3-cd)pireno (Ind). Estos últimos siete son cancerígenos potenciales, mutagénicos y genotóxicos para los humanos (US EPA 1993; IARC 2012).

El muestreo se realizó en la avenida Bolívar norte de la ciudad de Valencia, sector el Viñedo, entre la avenida Carlos Sanda y la avenida 147, del Estado Carabobo, Venezuela. El equipo muestreador de partículas se ubicó en la azotea del edificio de 3 pisos de altura, donde funciona una institución educativa.(Figura 1)

Figura 1. Fotografía aérea de la avenida Bolívar de Valencia con el punto donde fue realizado este estudio (Google Earth 6., 2012)

Colección de partículas totales

La recolección de particulado atmosférico se realizó de manera interdiaria, durante el primer trimestre del año 2007, durante la estación de sequía, de acuerdo a lo descrito en la norma de la Comisión Venezolana de Normas Industriales (COVENIN) 2060 (2006).

Veinte muestras de particulado atmosférico (24 horas) presente en el aire de la zona de estudio, fueron captadas usando un sistema automático de colección con captación en filtros Whatman, 20,8 x 25 cm², grade G653, colocados en un muestreador de alto volumen M5, Tish Environment con regulador de voltaje, contador numérico de tiempo, temporizador mecánico modelo 70 y registrador de flujo de carta circular. La concentración de HAPs en el particulado atmosférico (ng/m³) se calculó a partir de la masa de partículas totales suspendidas (PTS) recolectadas y el volumen de aire que pasó a través de los filtros. Se fijó el filtro sobre una rejilla con un caudal de aspiración de aire de 1,4 m³/min. Se cerró la caseta y se dejó transcurrir 24 h. Se desinstaló el filtro utilizado y se dobló sobre la misma cara. Se introdujo dentro de un sobre de papel, protegido de la luz con una película de aluminio y guardado en una bolsa plástica con cierre hermético, fue transportado en cava con hielo a nevera de -20 ºC para su posterior análisis.

Extracción y análisis de los HAPs

Para la extracción y análisis de los HAPs se implementó el método MTA/MA-039/A00 del Instituto de Seguridad e Higiene del Trabajo del Ministerio del Trabajo y Asuntos Sociales de España (2006) y el descrito en la norma venezolana COVENIN 2060, esquema 44:2-002, ICS 13.040 (2006).

Un área determinada y representativa del filtro se segmentó para someterla a extracción con ciclohexano (Fisher Scientific HPLC grade UV), y ultrasonido a 20ºC, por 15 min, 2 veces. Luego de 30 minutos en reposo, se decantó el extracto y se pasó por filtro de 0,45 μm. Para garantizar la limpieza del extracto se acondicionó un cartucho SPE C-18 Supelco, con 3 ml de hexano (Mallinckrodt ChromAR® HPLC5167), se agregó la muestra y finalmente se eluyó con diclorometano (Fisher Scientific HPLC grade UV) en un balón que se llevó al rotaevaporador a 40ºC. El residuo se reconstituyó con 2 ml de acetonitrilo (CH³CN) (J.T. Baker HPLC grade 9017- 03) para su posterior inyección en el sistema cromatográfico.

Parámetros de operación

El análisis se realizó en un cromatógrafo líquido de alta resolución Perkin Elmer NCI 900, interfaz acoplado a un detector de fluorescencia y bomba Perkin Elmer de la Serie 200, Software Total Chrom Navigator 6.3.0.0445, columna LC-PAH, 5 μm x 15 cm Supelcosil, equipado con loop de 20 μl. La fase móvil CH₃CN: H₂O, en gradiente de 55 a 100% de CH₃CN, hasta completar un tiempo de corrida de 65 min con flujo de 1 ml/min, y longitudes de excitación y emisión variables entre 257 a 482 nm. Cada muestra se inyectó por duplicado. A partir de la mezcla certificada por EPA 610 (Supelco, Mix catalog N° 48743, Methanol:Methylene Cloride 1:1) se prepararon diluciones para las curvas de calibración de cada uno de los HAPs usando estándar externo y solvente CH₃CN (J.T. Baker HPLC grade). El cromatograma de los 14 HAPs detectados con fluorescencia, se muestra en la Figura 2.

Figura 2. Cromatograma de HAPs presentes en la mezcla EPA, 200 ng/mL

Cada compuesto fue identificado por su tiempo de retención y cuantificado por el área de integración interpolada en la curva de calibración (Tabla 1). El porcentaje de recuperación fue de 80% en promedio. Los límites de detección se calcularon entre 3,61 ng/ml para el DBA y 126, 52 ng/ml para el naftaleno.

Tabla 1. Ecuaciones de las curvas de calibración de HAPs

El cálculo para los factores equivalentes tóxicos (FET), concentración tóxica equivalente de BaP (CTE) y la concentración tóxica equivalente total (CTET), fue realizado según lo refieren Nisbet y La Goy (1992) utilizando la ecuación 1. Donde Cn es la concentración del HAP en el particulado atmosférico y FET el factor de equivalencia de toxicidad (FET) del HAP correspondiente. Se realizó un análisis descriptivo y de correlación (Pearson). El análisis estadístico se realizó con el paquete SPSS 17.0

RESULTADOS Y DISCUSIÓN

Durante el muestreo las temperaturas en la zona de estudio oscilaron entre 27 y 38ºC. El estudio reveló la presencia de 13 HAPs en el particulado de la zona, observándose la ausencia de acenafteno. La concentración de HAPs totales fue 1,97 ng/m³, valor que es comparable a lo obtenido en algunas zonas no urbanas en Malasia y Grecia o urbanas como la de Texas (Tham y col. 2007). Con respecto a la ciudad de Méjico fue menor a la reportada en el 2010 por Mugica y col. (1,99 - 10,48 ng/m³), así como en Tarragona, España (1,39 - 5,61 ng/m³) (Ramirez y col. 2011), y Agra (India) con HAPs entre 8,04 y 97,93 ng/m³ (Masih y col. 2010). Sin embargo, los científicos insisten en que la presencia de HAPs, aun a bajos niveles en el aire, produce efectos adversos a la salud (IARC 1984; ATSDR 1995; Pereira y col. 2000; Donalson y col. 2005; Bosetti y col. 2007).

En la presente investigación los HAPs identificados en la mezcla de aire fueron clasificados de acuerdo a sus propiedades carcinogénicas; los de bajo peso molecular, no carcinógenos (2 y 3 anillos), fueron los más abundantes (87,1%), mientras que los de alto peso molecular, considerados carcinógenos (4 a 6 anillos), se encontraron en menor concentración (12,9%). Proporciones similares se hallaron en Teherán, Irán, con un 13,5% pero donde la concentración de HAPs fue alarmante (35,85 ng/m³) (Halek y col. 2008). Estos resultados difieren de los de Norramit y col. (2005), quienes reportaron 91,7% de HAPs de alto peso molecular en Bangkok y con los de Eiguren-Fernández y col. (2003) quienes publicaron que, en Los Ángeles, California, HAPs de mayor peso molecular estaban en mayor proporción. Todos los HAPs hallados en el particulado de la zona estudiada son mutagénicos a excepción del naftaleno (mayor proporción), fluoreno y antraceno. Es importante acotar que, aunque la concentración de cancerígenos es inferior a la de no cancerígenos, la presencia de HAPs en el aire, asociados a partículas respirables, puede retardar el metabolismo y posterior eliminación de éstos, lo que propiciaría la bioacumulación en el organismo (cabello y grasas) (Pereira y col. 2000). Estos compuestos presentes en el aire representan un peligro al ser inhalados, absorbidos o ingeridos con alimentos ya que al entrar en contacto con las reacciones propias del organismo pueden producir deterioro en el ADN, aberraciones cromosómicas y mutagenicidad que conllevarían a enfermedades graves (Pereira y col. 2000; Fang y col. 2002; Donaldson y col. 2005; Mastandrea y col. 2005; Díaz y col 2006; Kocbach y col. 2006).

En cuanto a la correlación entre los HAPs se encontró que los de 2 a 4 anillos, clasificados como de bajos efectos cancerígenos se relacionan entre sí. Además, se halló relación entre el BaP y BkF, Cris, Pir y BghiP (p<0,05). También existe una correlación positiva estadísticamente significativa entre los HAPs totales y los de bajo peso molecular. Esta relación permite estimar la probable existencia de los HAPs peligrosos anteriormente nombrados con sólo hallar el BaP en el particulado.

También se encontró que la relación molecular entre el benzo(a)antraceno y el criseno (BaA/Cris) era de 0,54, razón que permite deducir que los HAPs presentes en el particulado atmosférico provienen mayormente de emisiones vehiculares y de emisiones de aceites de motor (Fang y col. 2006; Tham y col. 2007). La presencia del pireno y criseno es consecuencia de las emisiones diesel, clasificadas recientemente en el grupo 1A (IARC 2012), el benzo(g,h,i)perileno y el antraceno provienen de la gasolina y el benzo(a)antraceno de la combustión de gas natural (Norramit y col. 2005; Tham y col. 2007).

Al utilizar la concentración del B(a)P como indicador total de HAPs, se puede decir que la presencia de estos compuestos en el ambiente en estudio es baja. En este sentido, el 91% de las muestras recolectadas en esta investigación presentaron concentraciones de BaP inferiores a 0,12 ng/m³. El intervalo de la concentración de BaP fue de 0 a 0,18 ng/m³, y es comparable al de la ciudad de Méjico (0,04 - 0,71 ng/m³), Eorden Basin en Grecia, Xiamen en China y las Palmas en Gran Canaria donde los niveles de BaP fueron de 0,02 a 0,82; 0 a 0,06 y 0,08 a 0,6 ng/m³, respectivamente (Mugica y col. 2010) y con ciudades de Japón, 0,1 a 0,2 ng/m³ (Tham y col. 2007), pero 100 veces inferiores a Santiago de Chile con 18,25 ng/ m³ de BaP (Gil y Adonis 1996) y a otras ciudades como Roma, en Italia; Bangkok, en Tailandia; Sao Paulo, en Brasil; Nueva Delhi, en India donde los niveles fueron 0,1 a 6,2; 0,3 a 13; 0,4 a 2,2; 14 a 48 ng/m³, respectivamente (Mugica y col. 2010).

Los resultados de los FET, CTE y CTET se presentan en la Tabla 2. Se observan concentraciones comparables a las encontradas en zonas poco habitadas de Malasia (Omar y col. 2002) lo que sugiere que el riesgo para la salud de los habitantes de la zona es bajo, con 0,08 ng/m³ como CTET, mucho menor al propuesto por la Comisión Europea (1 ng/m³), así como los hallados en Curitiba, Brasil (0,45 a 1,12 ng/m³) (Froehner y col. 2010), menor a Tarragona, España (0,067 a 1,059 ng/m³) (Ramírez y col. 2011) y Taichung, Taiwan (3,66 ng/ m³) (Fang y col. 2002) y aun más contrastante con el de Magra en la India (7,4 ng/m³) (Masih y col. 2009), en donde, fundamentados en la clasificación reciente de estos compuestos, existiría un mayor riesgo de desarrollar cáncer debido a la exposición.

Tabla 2. Concentraciones de HAPs en el particulado atmosférico, factores de toxicidad equivalente y BaP equivalente (BaP eq) y la concentración tóxica equivalente total en zona de estudio

CONCLUSIÓN

En el particulado atmosférico de la zona estudiada, se hallaron 13 HAPs en la mezcla, provenientes de emisiones vehiculares, de aceites de motor y combustión de gas natural, de los cuales el 12,9% correspondió a HAPs peligrosos de alto peso molecular. La concentración promedio de HAPs totales fue 2,56 ng/m³ similar a algunas zonas no urbanas de otros países, por lo que al calcular la concentración tóxica equivalente total, CTET y resultar 0,08 ng/m³, se puede estimar este valor como de bajo riesgo ya que se encuentra por debajo de lo propuesto en diversas regulaciones internacionales (1 ng/m³ en BaP eq) y el planteado por la Comisión Europea (2001). Debido a las implicaciones de estos compuestos en la salud pública es recomendable complementar los hallazgos obtenidos con la evaluación de la fase gaseosa de la mezcla de aire de la zona de estudio así como el biomonitoreo de la población.

Agradecimientos: los autores agradecen al Consejo de Desarrollo Científico y Humanístico de la Universidad de Carabobo (CDCH-UC) quien subvencionó parte de este proyecto según oficio Nº CDCH-UAC-1069-07 del 14 de Diciembre 2007.

BIBLIOGRAFÍA CITADA

1. Agency for toxic substances and disease [en línea].Toxicological profile for Polycyclic aromatic hydrocarbons. 1995 Aug. [consulta: 15 de enero de 2013]. Disponible en http://www.atsdr. cdc.gov/ToxProfiles/tp.asp?id=122&tid=25        [ Links ]

2. Bosetti C., Boffetta P., La Veccia C. Occupational exposures to polycyclic aromatic hydrocarbons, and respiratory and urinary tract cancers: a quantitative review to 2005. Ann Oncol.2007;18:431-446.         [ Links ]

3. Calidad de Aire. Determinación de hidrocarburos aromáticos policíclicos. Norma COVENIN 2060. Esquema 44:2:002, ICS 13.040. 2006.         [ Links ]

4. Comisión Europea [en línea]. Ambient air pollution by Polycyclic Aromatic Hydrocarbons (PAH). Position Paper. Luxembourg: Office for Official Publications of the European Communities. 2001. ISBN 92-894-2057-X. [consulta: 12 de enero de 2013]. Disponible en http:// ec.europa.eu/environment/air/pdf/pp_pah.pdf        [ Links ]

5. Díaz F., López D., Pérez I., Batres L., Yañez L. Evaluación del riesgo para las sustancias tóxicas persistentes. Instituto Nacional de Ecología. 2006. Capítulo 7. Méjico. [consulta: 31 de enero de 2013]. Disponible en http://www.ine.gob.mx/ueajei/publicaciones/ libros/447/cap7.html.         [ Links ]

6. Donaldson K., Tran L., Jimenez L.A., Duffin R., Newby D., Mills N., MacNee W., Stone V. Combustion-derived nanoparticles: A review of their toxicology following inhalation exposure. Part Fibre Toxicol [en linea]. 2005;2:10. [consulta: 30 de enero de 2013]. Disponible en http://www.particleandfibretoxicology.com/ content/2/1/10.         [ Links ]

7. Eiguren-Fernández A., Miguel H. Determination of Semivolatile and Particulate Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in SRM 1649a and PM 2.5 Samples by HPLC-Fluorescence. Polycyclic Aromat Comp.2003;23:193-205.         [ Links ]

8. Environmental Protection Agency [en linea]. Polycyclic organic matter (POM). Technology transfer network air toxics website. 2006. U.S. [consulta: 30 de enero de 2013]. Disponible en http://www. epa.gov/ttnatw01/hlthef/polycycl.html.         [ Links ]

9. Environmental Protection Agency. Health effects assessment for polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs). EPA 549/1-86-013, Environmental Criteria and Assessment Office, Cincinatti, OH.1984.         [ Links ]

10. Fang G.C., Chang K.F., Lu Ch., Bai H. Toxic equivalency factors study of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in Taichung City, Taiwan. Toxicol Ind Health. 2002;18:279-288.         [ Links ]

11. Fang G.C., Wu Y.S., Chang C.N., Ho T.T. Characteristic of polycyclic aromatic hydrocarbons concentrations and source identification for fine and coarse particulates at Taichung Harbor near Taiwan Strait during 2004-2005. Chemosphere. 2006;(366) 729-738.         [ Links ]

12. Froehner S., Maceno M., Machado K.S., Malheiros A. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in airborne particulate matter in Curitiba, Brazil and benzo(a)pyrene toxic equivalency factors (TEFs). J Environ Sci Heal A.2010;45, 1347-1352.         [ Links ]

13. Gelboin H. Benzo[a]pyrene metabolism, activation, and carcinogenesis: role and regulation of mixed-function oxidases and related enzymes. Physiol Rev. 1980;60 (4).         [ Links ]

14. Gil L.D. Adonis M.I. Polycyclic aromatic hydrocarbon levels and mutagenic activities of organic extracts from airborne particles in Santiago de Chile. Indoor Built Environ. 1996;5(1) 155-164.         [ Links ]

15. Google Earth 6.2. [en linea]. U.S. Dept of State Geographer. © 2012 Google. © 2012 Mapa- Link/Tele Atlas. Data SIO, NOAA, U.S. Navy, NGA, GEBCO. [consulta: 12 de enero del 2013]. Disponible en http://www.google.com/ intl/es/earth/download/ge/agree.html.         [ Links ]

16. Halek F., Nabi Gh., Kavousi A. Polycyclic aromatic hydrocarbons study and toxic equivalency factor (TEFs) in Tehran, Iran. Environ Monit Assess. 2008;14:303-311.         [ Links ]

17. Instituto de Seguridad e Higiene del Trabajo en línea. Determinación de hidrocarburos policíclicos en aire. Método de captación en filtro y tubo adsorbente y detección fluorimétrica / Cromatografía líquida de alta resolución. Método MTA/MA-039/A00. Ministerio del Trabajo y Asuntos Sociales de España. 2006. [consulta: 13 de enero del 2013]. Disponible en: http://www.insht.es/InshtWeb/Contenidos/ Documentacion/FichasTecnicas/MetodosAnalisis/ Ficheros/MA/MA_039_A00.pdf        [ Links ]

18. Instituto Nacional de Estadística en línea. Censo de la Nación. 2011. [consulta: 13 de enero del 2013]. Disponible en http://www.ine.gov. ve/documentos/Demografia/CensodePoblacionyVivienda/ pdf/presentacion_carabobo.pdf.         [ Links ]

19. Instituto Nacional de Meteorología e Hidrología en línea. Mapas de precipitaciones. 2012. [consulta 12 de enero del 2013]. Disponible en: http://www.inameh.gob.ve/mp.php.         [ Links ]

20. International Agency for Research on Cancer en línea. Censo de la Nación. 2011. [consulta: 13 de. Monographs on the Evaluation of the Carcinogenic Risk of Chemicals to Humans, vol. 32. Worl Health Organization. 2012. [consulta 12 de enero del 2013].Disponible en http://monographs. iarc.fr/ENG/Classification/index.php.         [ Links ]

21. Kocbach A., Li Y., Yttri K., Cassee F., Schwarze P., Namork E. Physicochemical characterisation of combustion particles from vehicle exhaust and residential wood smoke. Part Fibre Toxicol. 2006;3(1).         [ Links ]

22. Lílido N., Ramírez I. El parque automotor en la República Bolivariana de Venezuela 1990- 2011, estratos medios de la población y elecciones 2012. Mundo Universitario. 2012;vol X (1): 38-48.         [ Links ]

23. Masih A., Saini R., Singhvi R., Taneja A. Concentrations, sources, and exposures profiles of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in particulate matter (PM10) in the north central part of India. Environ Monit Assess. 2006;163:421-431.         [ Links ]

24. Mastandrea C., Chichizola C., Ludueña B., Sánchez H., Álvarez H., Gutiérrez A. Hidrocarburos aromáticos policíclicos. Riesgos para la salud y marcadores biológicos. Acta Bioquim Clin L,2005;39 (1): 27-36.         [ Links ]

25. Mugica V., Hernández S., Torres M., Garcia R. Seasonal Variation of Polycyclic Aromatic Hydrocarbon Exposure Levels in Mexico City. JAir Waste Manage. 2010;60:548-555.         [ Links ]

26. Nisbet I.C., LaGoy P.K. Toxic equivalency factors (TEFs) for polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs). Regul toxicol pharm. 1992;16(3):290-300.         [ Links ]

27. Norramit P., Cheevaporn V., Itoh N., Tanaka K. Characterization and carcinogenic risk assessment of polyaromatic hydrocarbons in the respirable fraction of airborne particles in the Bangkok metropolitan area. J. Health Sci. 2005;51,437-446.         [ Links ]

28. Observatorio Oceanográfico Digital [en línea]. Venezuela. [consulta 13 de enero del 2013]. Disponible en: http://ood.cbm.usb.ve/ aplicaciones.         [ Links ]

29. Omar N.Y.M.J., Abas M.R.B., Ketuly K.A., Tahir N.M. Concentrations of PAHs in atmospheric particles (PM-10) and roadside soil particles collected in Kuala Lumpur, Malasya.Atmos Environ. 2002;36,247-254.         [ Links ]

30. Pereira A., Moreira J., Arbilla G., Ferreira L., Oliveira A., Barek J. Evaluation of human contamination with polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) and their nitrated derivatives (NHPAs): A review of methodology. Quim Nova. 2000;23:765-73.         [ Links ]

31. Petry T., Schmid P., Schlatter C. The use of toxic equivalency factors in assessing occupational and environmental health risk associated with exposure to airborne mixtures of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs). Chemosphere. 1996; 32:639-48.         [ Links ]

32. Polynuclear aromatic hydrocarbons (PAHs) in air: quality guidelines for Europe. Copenhagen, World Health Organization Regional Office for Europe, 105-17.1987.         [ Links ]

33. Provisional guidance for quantitative risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons en línea. EPA/600/R-93/089, july, 1993. US EPA. [consulta 13 de enero del 2013]. Disponible en http://cfpub.epa.gov/ncea/cfm/recordisplay. cfm?deid=49732#Download.         [ Links ]

34. Ramírez N., Cuadras A., Rovira E., Marcé R.M., Borrull F.Risk assessment related to atmospheric polycyclic aromatic hydrocarbons in gas and particle phases near industrial sites. Environ Health Persp. 2011;119:1110-1116.         [ Links ]

35. Rojas N. Milquez H. Characterizing priority polycyclic aromatic hydrocarbons (PAH) in particulate matter from diesel and palm oil-based biodiesel B15 combustion. Atmos Environ. 2011;45:6158-6162. doi:10.1016/j. atmosenv.2011.08.016.         [ Links ]

36. Tham Y., Ozaki N., Sakugawa H. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in the aerosol of Hinagashi Hiroshima, Japan: pollution scenario and source identification. Water Air Soil Poll. 2007;182 (1-4), 237-243.         [ Links ]

37. Turrio-Baldassarri L., Battistelli C. L., Conti L., Crebelli R., De Berardis B., Lamiceli A.L., Gambino M., Iannaccone S. Evaluation of emission toxicity of urban bus engines: Compressed natural gas and comparison with liquid fuels. Sci Total Environ, 2006;355, 64-77.         [ Links ]

38. Van den Berg M., Birnbaum L., Denison M., De Vito M., Farland W., Feeley M., Fiedler H., Hakansson H., Hanberg A. The 2005 World Health Organization re-evaluation of human and mammalian toxic equivalency factors for dioxins-like compounds. Toxicol Sci.[en línea]. 2006;93(2): 223-224. [consulta: 13 de enero del 2013]. Disponible en: http://www.ncbi.nlm. nih.gov/pubmed/16829543.         [ Links ]