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DESARROLLOS DE NIVELES GUIA NACIONALES DE CALIDAD DE AGUA AMBIENTE CORRESPONDIENTES A MERCURIO Julio 2004

INDICE

I) Aspectos generales ........................................................................................................ II) Niveles guía de calidad para fuentes de provisión para consumo humano correspondientes a mercurio ..................................................................................... II.1) Introducción .............................................................................................................. II.2) Cálculo de niveles guía de calidad de agua para consumo humano ....................... II.3) Remoción esperable de las tecnologías de tratamiento ............................................ II.4) Especificación de niveles guía de calidad para la fuente de provisión ................... II.4.1) Fuente superficial con tratamiento de potabilización convencional ..................... II.4.2) Fuente superficial con tratamientos especiales ..................................................... II.4.2.1) Ablandamiento con cal ........................................................................................ II.4.2.2) Tecnologías que verifiquen remociones de mercurio total no menores que 80% II.4.3) Fuente subterránea sin tratamiento o cuando éste consiste en una cloración (tratamiento convencional) u otra técnica de desinfección ................................... II.4.4) Fuente subterránea con tratamientos especiales ................................................... II.4.4.1) Ablandamiento con cal ........................................................................................ II.4.4.2) Tecnologías que verifiquen remociones de mercurio total no menores que 80% II.5) Categorización de las aguas superficiales y subterráneas en cuanto a su uso como fuente de provisión para consumo humano ............................................................. III) Nivel guía de calidad de agua ambiente para protección de la biota acuática correspondiente a mercurio (aplicable a agua dulce) .............................................. III.1) Introducción ............................................................................................................. III.2) Derivación del nivel guía para protección de la biota acuática ............................. III.2.a) Selección de especies ............................................................................................. III.2.b) Cálculo del Valor Agudo Final ............................................................................. III.2.c.) Cálculo del Valor Crónico Final .......................................................................... III.3) Establecimiento del nivel guía de calidad para mercurio correspondiente a protección de la biota acuática ........................................................................... VIII) Contrastación de los niveles guía de calidad de agua ambiente correspondientes a mercurio ................................................................................ VIII.1) Contrastación del nivel guía de calidad de agua ambiente para protección de la biota acuática (NGPBA)..................................................................................... X) Referencias .................................................................................................................. XI) Historial del documento .............................................................................................

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pág. I.1 II.1 II.1 II.1 II.2 II.3 II.3 II.3 II.3 II.3 II.4 II.4 II.4 II.4 II.5 III.1 III.1 III.3 III.3 III.6 III.7 III.7 VIII.1 VIII.1 X.1 XI.1

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I) ASPECTOS GENERALES El mercurio puede existir en el ambiente natural en tres estados de oxidación: 0 (forma metálica), + 1 y + 2. Su presencia basal en el agua se da en muy bajas concentraciones, pero éstas han sido incrementadas como consecuencia de aportes contaminantes generados por diversas actividades humanas, entre las que pueden citarse la producción de cloro-soda, procesos de concentración de minerales y la elaboración de productos tales como baterías, pinturas e instrumentos de medición. Se ha estimado que la cantidad de mercurio transportada por los ríos hacia los acéanos es del orden de 3800 t/año (Weiss et al., 1971). Una parte de ella proviene de líquidos residuales industriales, otra del mercurio emitido a la atmósfera y arrastrado por las lluvias y la parte restante es de origen natural. En los sistemas acuáticos, el mercurio puede presentarse en varias formas, inorgánicas y orgánicas. En las condiciones típicas de las agua superficiales, la especie inorgánica predominante es cloruro de mercurio (II) o hidróxido de mercurio (II). Las solubilidades de estos compuestos son suficientemente altas como para que no sea esperable su precipitación en ambientes acuáticos con características oxidantes (Mills et al., 1985). El mercurio posee una alta afinidad por los grupos sulfhidrilos, pudiendo formar complejos sulfhidrilados. También da lugar a compuestos orgánicos representados principalmente por tres tipos estructurales: fenilmercurio, metoximercurio y alquilmercurio, siendo compuestos representativos de dichos grupos, respectivamente, el acetato fenilmercúrico (PMA), el acetato metoxietilmercúrico y el acetato metilmercúrico. De estos tres grupos, el más común y el de mayor toxicidad es el del alquilmercurio. El mercurio que ingresa a los sistemas acuáticos lo hace principalmente en forma inorgánica, mayoritariamente en estado de oxidación +2 y en menor medida en forma metálica. El destino del mercurio incorporado comprende el pasaje a la atmósfera, la acumulación en material particulado y seres vivos y la distribución en forma disuelta. El Hg 2+ es fácilmente metilado en los sedimentos por la actividad de bacterias y hongos, produciéndose en su mayor parte metilmercurio (CH3 Hg+). Cabe destacar que la metilación del mercurio puede darse tanto en condiciones aeróbicas como anaeróbicas; sin embargo, en esta última situación tal proceso es dificultado por la formación de sulfuro de mercurio (II) (Laws, 1993). Existe evidencia, además, de que el Hg2+ puede ser metilado en los peces y algunos invertebrados (Hammond, 1971). Por otra parte, puede haber demetilación de mercurio tanto por la actividad de hongos y bacterias como la de los peces. El mercurio se adsorbe fuertemente a material particulado de diverso tipo, incluyendo sólidos orgánicos, arcillas, óxidos metálicos y arenas. Tanto el mercurio elemental como las especies mercuriales inorgánicas y orgánicas exhiben volatilidad. La tasa de volatilización de las especies inorgánicas decrece según: mercurio elemental > cloruro de mercurio (I) > cloruro de mercurio (II) > monóxido de mercurio (CCME, 1996).

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I.1

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En el Cuadro I.1 se presentan datos provenientes del Programa GEMS (Global Environment Monitoring System)/WATER relativos a la ocurrencia de mercurio a nivel mundial en agua superficial correspondiente al período 1982-84 (WHO/UNEP, 1990). CUADRO I.1 – OCURRENCIA MUNDIAL DE MERCURIO EN AGUA DULCE SUPERFICIAL. DATOS DE GEMS/WATER, PERIODO 1982-84 Nº DE DATOS

MEDIANA [µg/l]

PERCENTILO 10-90 [µg/l]

VALOR MAXIMO [µg/l]

Mercurio en muestras sin filtrar

Mercurio en muestras filtradas

Mercurio en muestras sin filtrar

Mercurio en muestras filtradas

Mercurio en muestras sin filtrar

Mercurio en muestras filtradas

Mercurio en muestras sin filtrar

Mercurio en muestras filtradas

59

34

0,1

< 0,1

< 0,02 – 0,5

< 0,1 - 0,23

0,5 (a)

0,44 (b)

Notas: a: Nueve ríos diferentes en Japón b: Río Pampamga, Filipinas

El valor correspondiente al percentilo 10 para el mercurio en muestras filtradas concuerda relativamente bien con la presencia basal natural de las aguas (WHO/UNEP, 1990). En la bahía de Minamata, Japón, un área seriamente afectada por contaminación mercurial, el rango de concentraciones reportadas por la U.S. EPA fue 1,6 – 3,6 µg/l (CCME, 1996). El Cuadro I.2 presenta datos de ocurrencia de mercurio en aguas dulces superficiales del territorio argentino. CUADRO I.2 – OCURRENCIA DE MERCURIO EN AGUAS DULCES SUPERFICIALES DEL TERRITORIO ARGENTINO Nº DE DATOS

RANGO [ µg/I ]

MEDIANA [ µg/I ]

PERCENTILO 10-90 [ µg/I ]

63

20 µg/l (1) (2) > 2,5 µg/I, expresada como Hg (1) CHg2+ > 10 µg/l (2) CHg total ≤ 4 µg/l (3) ≤ 0,5 µg/I, expresada como Hg (3) CHg2+ ≤ 2 µg/l (3) CHg total ≤ 4 µg/l (1) (2)

CCH3Hg+ ≤ 0,5 µg/l, expresada como Hg (1) 3 µg/l < CHg2+≤ 4 µg/l (2)

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II.5

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CUADRO II.2 – CATEGORIZACION DE LAS FUENTES DE PROVISION DE AGUA PARA CONSUMO HUMANO EN FUNCION DE LAS CONCENTRACIONES DE MERCURIO TOTAL (CHg total), METILMERCURIO (CCH3Hg+) Y MERCURIO DIVALENTE INORGANICO (CHg2+) (Cont.) SUPERFICIAL SUBTERRANEA

SUBTERRANEA

CATEGORIA Calidad condicionada a la aplicación de tratamientos especiales que verifiquen remociones de mercurio total no menores que 80% Calidad inapropiada. Requerimiento de acciones de restauración de la fuente

CONDICIONES DE CALIDAD 4 µg/l < CHg total ≤ 20 µg/l (1) (2) 0,5 µg/l < CCH3Hg+ ≤ 2,5 µg/l, expresada como Hg (1) 4 µg/l < CHg2+ ≤ 10 µg/l (2) CHg total > 20 µg/l (2) CCH3Hg+ > 2,5 µg/I, expresada como Hg (1) CHg2+ > 10 µg/l (1)

Notas (1): Referida a la muestra de agua filtrada (2): En el caso en que la única forma analizada sea Hg total, deberá observar las especificaciones para metilmercurio (3): Referida a la muestra de agua sin filtrar (4): La concentración admisible de mercurio total podrá llegar hasta 4,5 µg/l cuando aquella resulte igual a la suma de las concentraciones determinadas de metilmercurio y mercurio divalente inorgánico y estas últimas no superen los correspondientes valores máximos especificados (0,5 µg/l y 4 µg/l, respectivamente).

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II.6

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III) NIVEL GUIA DE CALIDAD DE AGUA AMBIENTE PARA PROTECCION DE LA BIOTA ACUATICA CORRESPONDIENTE A MERCURIO (APLICABLE A AGUA DULCE) III.1) Introducción Existen numerosos factores que pueden incidir sobre la toxicidad del mercurio, pudiendo ser mencionados entre ellos el pH, la alcalinidad, la dureza, el oxígeno disuelto, la temperatura, la concentración de cloruros y la presencia de acomplejantes orgánicos. En este sentido, experiencias de campo indican que al disminuir el pH aumenta la incorporación de mercurio en peces e invertebrados, proceso que también es favorecido por la presencia de materia orgánica (Watras et al., 1995; Westcott and Kalff, 1996). Por otro lado, estudios de laboratorio utilizando agua de distintos lagos, filtrada, indican que la presencia de materia orgánica disuelta reduce la toxicidad del Hg2+ sobre Daphnia magna en un 300 % (Oikari et al., 1992). Este antagonismo en las observaciones podría deberse a que, en los estudios de campo, la materia orgánica proveniente de los suelos de la cuenca estuviera contaminada con mercurio antes de ingresar al agua y gran parte de aquél se encontrara ya metilado, o bien, a que la materia orgánica antedicha favoreciera la formación de metilmercurio en la columna de agua (Watras et al., 1995; Westcott and Kalff, 1996). Existe gran cantidad de referencias sobre toxicidad aguda del mercurio inorgánico. Entre los invertebrados, para ciertas especies de dípteros quironómidos, que son los organismos más resistentes al mercurio inorgánico, se registran concentraciones letales para el 50 % de los individuos expuestos (CL50) que llegan hasta 32,3 mg/l (Hooftman et al., 1989), con una media geométrica para el género Chironomus igual a 554 µg/l. Como contrapartida, para la especie invertebrada más sensible, Daphnia magna, se observan CL50 iguales a 1,48 µg/l (Canton and Adema, 1978), con una media geométrica para el género igual a 2,64 µg/l. En cuanto a los vertebrados, para la especie más sensible de las utilizadas para derivar el nivel guía para mercurio (Gastrophryne carolinensis), como se detalla luego, es observable una CL50 igual a 1 µg/l (Birge et al., 1979), mientras que la especie más resistente, la tilapia (Tilapia mossambica), presenta una CL50 igual a 1000 µg/l (Qureshi and Saksena, 1980). En lo que respecta a los compuestos orgánicos de mercurio, existe escasa información acerca de su toxicidad aguda, salvo para metilmercurio, sobre el que se dispone de algunos datos. Son pocos los trabajos existentes sobre toxicidad crónica del mercurio. En el presente desarrollo se utilizan cuatro concentraciones asociadas a manifestaciones de este tipo, dos correspondientes a Daphnia magna y dos a Pimephales promelas, como se detalla más adelante. Una de las propiedades del mercurio que mayor atención ha generado es su capacidad para acumularse en numerosos organismos, entre los cuales se encuentran muchas especies que son fuente de alimento para el hombre. En este sentido, los peces constituyen el grupo más estudiado, dado que en ellos la tasa de incorporación es relativamente alta, mientras que la de depuración es bastante lenta, resultando un tiempo medio de residencia del mercurio en estos organismos comprendido entre 2 y 3 años (McKim et al., 1976; Lockhart et al., 1972; Ruohtula and Miettinen, 1975). Como consecuencia de esto, en ausencia de exposición, la Niveles Guía Nacionales de Calidad de Agua Ambiente

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III.1

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disminución en la concentración de los tejidos de los peces a largo plazo se debe mayormente a la dilución del contaminante por crecimiento. La forma en que se encuentra el mercurio en los tejidos varía según el grupo de organismos de que se trate. En los peces, mas del 70% del mercurio se encuentra metilado (Bache et al., 1971; Hattula et al., 1978; Huckabee et al., 1979), mientras que en los invertebrados lo está menos del 60%. El mercurio ingresa al organismo a través de los epitelios branquiales, tegumentarios y gastrointestinales, pasando de allí al sistema circulatorio, que lo transporta a los riñones e hígado, o sus homólogos, donde puede ser transformado y/o eliminado o se almacena en los músculos y otros tejidos. En lo que respecta a las formas orgánicas e inorgánicas del mercurio, las primeras serían más fácilmente incorporadas por los organismos, aunque se supone que esto no es debido a una mayor liposolubilidad sino más bien a una mayor capacidad de difusión a través de la membranas biológicas (Saouter et al., 1993). Desde el punto de vista de la transferencia del mercurio en la cadena alimentaria, existe evidencia de que un importante porcentaje del contenido total de aquél en un organismo puede incorporarse a través del alimento (Saouter et al., 1993), lo cual se refleja en una neta biomagnificación, particularmente del metilmercurio (Knauer and Martin, 1972; Zilliux et al., 1993), que se extiende no sólo hasta los grandes peces piscívoros, sino también a las aves y los mamíferos que se alimentan de organismos acuáticos (Mason and Madsen, 1992). Se ha verificado que en los peces y ciertos moluscos bivalvos un aumento en la temperatura produce un aumento en el residuo de los tejidos, probablemente debido a un aumento más grande de la tasa de incorporación respecto a la de depuración (Tessier et al., 1994). También se ha observado que las concentraciones de mercurio en la trucha arco iris y en Pimephales promelas aumentan al aumentar su concentración en el medio. Sin embargo, puede ocurrir que el factor de bioconcentración (BCF) disminuya, lo cual se debería probablemente a que la concentración máxima de metilmercurio en el pez sea independiente de la concentración en el medio (McKim et al., 1976; Olson et al., 1975) Existen algunas estimaciones de las concentraciones de mercurio en los tejidos de los peces a las que se observan efectos adversos. En este sentido, en estudios de laboratorio, se ha observado mortalidad a concentraciones comprendidas entre 10 y 20 mg/kg (Matida et al., 1971; McKim et al., 1976; Niimi and Kissoon, 1994). En otro estudio, se estimó la concentración máxima aceptable (MATC) de metilmercurio en tejidos, basada en el ciclo de vida (108 semanas) para Salvelinus fontinalis, en 3 mg/kg (McKim et al., 1976). A su vez, Olson et al. (1975) no encontraron efectos significativos en Pimephales promelas, para concentraciones de metilmercurio en tejidos comprendidas entre 1,4 y 10,9 mg/kg, mientras que para Daphnia magna, Biesinger et al. (1982) observaron que niveles de exposición a metilmercurio iguales a 16 mg/kg reducían la cantidad de crías y niveles iguales a 0,9 mg/kg no causaban efecto alguno. En lo que respecta al mercurio inorgánico, los mismos investigadores no observaron efectos en Daphnia magna a niveles de exposición iguales a 8,6 mg/kg, mientras que Snarski y Olson (1982) encontraron una MATC igual a 1,4 mg/kg para impedimento de la reproducción en ejemplares de Pimephales promelas expuestos durante 41 semanas.

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III.2

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Niimi y Kissoon (1994) asocian el intervalo de concentraciones promedio de mercurio en tejidos de peces 1 - 5 mg/kg a exposición crónica con manifestaciones adversas. Aplicando a los límites antedichos el factor de bioconcentración reportado por Olson et al. (1975) para una concentración de mercurio en el medio igual a 0,018 µg/l y un residuo igual a 1,47 mg/kg (BCF = 81.700), se obtiene el siguiente intervalo para los niveles crónicos mencionados: 0,012 - 0,061 µg/l, con una media geométrica de los límites igual a 0,027 µg/l. Se han reportado efectos en varias especies de algas unicelulares para concentraciones de mercurio comprendidas entre 9 y 250 µg/l (Van der Heever and Grobbelaar, 1996; Chen et al., 1997; Vocke et al., 1980; Fargasova, 1994) y entre 1200 y 12000 µg/l para plantas vasculares sumergidas (Stanley, 1974). Sin embargo, algunos compuestos organomercuriales ejercen efectos a valores comprendidos entre 2,8 y 13 µg/l (Thomas y Montes, 1978).

III.2) Derivación del nivel guía para protección de la biota acuática Los datos de toxicidad disponibles proporcionan información referida sólo a mercurio inorgánico. No existiendo información suficiente sobre mercurio orgánico para discernir sobre su toxicidad específica sobre la biota acuática, el nivel guía correspondiente a la protección de la misma se establece sobre la base de datos relativos a mercurio inorgánico, refiriendo dicho nivel, conservadoramente, a mercurio total. Dado que no se cuenta con suficientes datos de toxicidad crónica para calcular directamente el Valor Crónico Final para mercurio, se efectúa este cálculo a partir de datos de toxicidad aguda y utilizando un factor de extrapolación. Se apela a dicho factor debido a que no se dispone tampoco de la información sobre toxicidad crónica requerida para determinar la Relación Final Toxicidad Aguda/Crónica (FACR). III.2.a) Selección de especies En la Tabla III.1 se exponen datos sobre efectos agudos del mercurio para 12 familias de animales, consistentes en CL50 o concentraciones para las cuales se observan efectos adversos para el 50 % de los individuos expuestos (CE50). En la Tabla III.2 se exhiben datos inherentes a efectos tóxicos sobre algas y plantas acuáticas. El conjunto de datos seleccionados se considera apropiado en virtud de cubrir un amplio rango de grupos taxonómicos, a saber: cinco familias de peces (Cyprinidae, Centrarchiidae, Cichlidae, Salmonidae y Poeciliidae), una de anfibios (Microhylidae) dos de crustáceos (Daphnidae, Cambaridae ), dos de insectos (Chironomidae, Ephemerelidae), una de anélidos (Tubificidae), una de rotíferos (Brachionidae), dos de algas (Chlorellaceae y Scenedesmaceae) y una de plantas vasculares (Haloragaceae).

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III.3

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TABLA III.1 – CONCENTRACIONES DE MERCURIO TOTAL ASOCIADAS A EFECTOS TOXICOS AGUDOS SOBRE LAS ESPECIES DE ANIMALES ACUATICOS SELECCIONADAS PARA EL ESTABLECIMIENTO DEL NIVEL GUIA CORRESPONDIENTE Especie

Brachionus calyciflorus Carassius auratus Chironomus plumosus Chironomus plumosus Chironomus plumosus

Familia

Brachionidae Cyprinidae Chironomidae Chironomidae Chironomidae

Concentración asociada a toxicidad aguda [µg/l] 60 120 3180 2430 1760

Valor Agudo Medio para cada especie (SMAV) [µg/l] 60 120

Referencia

Snell et al., 1991 Birge et al., 1979 Hooftman et al., 1989 Hooftman et al., 1989 Hooftman et al., 1989

TABLA III.1 – CONCENTRACIONES DE MERCURIO TOTAL ASOCIADAS A EFECTOS TOXICOS AGUDOS SOBRE LAS ESPECIES DE ANIMALES ACUATICOS SELECCIONADAS PARA EL ESTABLECIMIENTO DEL NIVEL GUIA CORRESPONDIENTE (Cont.) Especie

Chironomus plumosus Chironomus plumosus Chironomus plumosus Chironomus plumosus Chironomus plumosus Chironomus plumosus Chironomus riparius Chironomus riparius Chironomus riparius Chironomus riparius Chironomus riparius Chironomus riparius Chironomus riparius Chironomus riparius Chironomus riparius Chironomus riparius Chironomus riparius Chironomus riparius Chironomus riparius Chironomus tentans Chironomus tentans Chironomus tentans Chironomus tentans Chironomus tentans Chironomus tentans Chironomus tentans

Familia

Chironomidae Chironomidae Chironomidae Chironomidae Chironomidae Chironomidae Chironomidae Chironomidae Chironomidae Chironomidae Chironomidae Chironomidae Chironomidae Chironomidae Chironomidae Chironomidae Chironomidae Chironomidae Chironomidae Chironomidae Chironomidae Chironomidae Chironomidae Chironomidae Chironomidae Chironomidae

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Concentración asociada a toxicidad aguda [µg/l] 1360 600 3230 1280 880 880 1690 1960 820 260 220 750 240 230 230 4800 (1) 790 710 480 2280 23400 (1) 8040 (1) 570 240 29600 (1) 580

Valor Agudo Medio para cada especie (SMAV) [µg/l]

1487

521

Referencia

Hooftman et al., 1989 Hooftman et al., 1989 Hooftman et al., 1989 Hooftman et al., 1989 Hooftman et al., 1989 Hooftman et al., 1989 Hooftman et al., 1989 Hooftman et al., 1989 Hooftman et al., 1989 Hooftman et al., 1989 Hooftman et al., 1989 Hooftman et al., 1989 Hooftman et al., 1989 Hooftman et al., 1989 Hooftman et al., 1989 Hooftman et al., 1989 Hooftman et al., 1989 Hooftman et al., 1989 Hooftman et al., 1989 Hooftman et al., 1989 Hooftman et al., 1989 Hooftman et al., 1989 Hooftman et al., 1989 Hooftman et al., 1989 Hooftman et al., 1989 Hooftman et al., 1989 Mercurio

III.4

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TABLA III.1 – CONCENTRACIONES DE MERCURIO TOTAL ASOCIADAS A EFECTOS TOXICOS AGUDOS SOBRE LAS ESPECIES DE ANIMALES ACUATICOS SELECCIONADAS PARA EL ESTABLECIMIENTO DEL NIVEL GUIA CORRESPONDIENTE (Cont.) Especie

Chironomus tentans Chironomus tentans Chironomus tentans Chironomus tentans Chironomus tentans Chironomus tentans Cyprinus carpio

Familia

Chironomidae Chironomidae Chironomidae Chironomidae Chironomidae Chironomidae Cyprinidae

Concentración asociada a toxicidad aguda [µg/l] 280 6700 (1) 32300 (1) 6860 (1) 3040 (1) 570 940

Valor Agudo Medio para cada especie (SMAV) [µg/l]

554

Cyprinus carpio

Cyprinidae

160

Cyprinus carpio

Cyprinidae

570

Cyprinus carpio

Cyprinidae

710

Cyprinus carpio

Cyprinidae

620

Cyprinus carpio

Cyprinidae

770

Daphnia magna Daphnia magna

Daphnidae Daphnidae

5 3,2

Daphnia magna

Daphnidae

1,5

Daphnia magna

Daphnidae

2,2

Daphnia magna Daphnia magna Daphnia pulex

Daphnidae Daphnidae Daphnidae

4,4 4,4 2,2

3,2 2,2

Ephemerelidae Poeciliidae Microhylidae Centrarchidae Tubificidae

2000 180 1 160 180

2000 180 1 160 180

Oncorhynchus mykiss Oncorhynchus mykiss

Salmonidae Salmonidae

5 155,1 (1)

Oncorhynchus mykiss

Salmonidae

280 (1)

Oncorhynchus mykiss Oncorhynchus mykiss

Salmonidae Salmonidae

220 (1) 420 (1)

Oncorhynchus mykiss Orconectes limosus

Salmonidae Cambaridae

275 (1) 50

5 50

Pimephales promelas Pimephales promelas

Cyprinidae Cyprinidae

168 150

159

Ephemerella subvaria Gambusia affinis Gastrophryne carolinensis Lepomis macrochirus Limnodrilus hoffmeisteri

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554

Referencia

Hooftman et al., 1989 Hooftman et al., 1989 Hooftman et al., 1989 Hooftman et al., 1989 Hooftman et al., 1989 Hooftman et al., 1989 Alam and Maughan, 1992 Alam and Maughan, 1992 Alam and Maughan, 1992 Alam and Maughan, 1992 Alam and Maughan, 1992 Alam and Maughan, 1992 Biesinger et al., 1992 Canton and Adema, 1978 Canton and Adema, 1978 Canton and Adema, 1978 Barera and Adams,1983 Barera and Adams,1983 Canton and Adema, 1978 Warnick and Bell, 1969 Joshi and Rege, 1980 Birge et al., 1979 Holcombe et al., 1983 Chapman et al., 1982a, b Matida et al., 1971 MacLeod and Pessah, 1973 MacLeod and Pessah, 1973 Daoust, 1981 Lock and van Overbeeke, 1981 Birge et al., 1979 Boutet and Chaisemartin, 1973 Snarski and Olson, 1982 Call et al., 1983

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III.5

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TABLA III.1 – CONCENTRACIONES DE MERCURIO TOTAL ASOCIADAS A EFECTOS TOXICOS AGUDOS SOBRE LAS ESPECIES DE ANIMALES ACUATICOS SELECCIONADAS PARA EL ESTABLECIMIENTO DEL NIVEL GUIA CORRESPONDIENTE (Cont.) Especie

Poecilia reticulata Tilapia mossambica Tubifex tubifex

Familia

Concentración asociada a toxicidad aguda [µg/l]

Valor Agudo Medio para cada especie (SMAV) [µg/l]

Cichlidae

1000

1000

Tubificidae

140

140

Poeciliidae

30

30

Referencia

Deshmukh and Maratthe, 1980 Qureshi and Saksena, 1980 Chapman et al., 1982a, b

Nota: (1): Dato no utilizado para el cálculo del Valor Agudo Medio para cada especie (SMAV) por diferir en el orden de magnitud con el menor de los datos seleccionados

TABLA III.2 - CONCENTRACIONES DE MERCURIO TOTAL ASOCIADAS A EFECTOS TOXICOS SOBRE LAS ESPECIES ACUATICAS SELECCIONADAS PARA EL ESTABLECIMIENTO DEL VALOR FINAL PARA PLANTAS (FPV) Especie

Familia

Concentración asociada a efectos tóxicos [µg/l]

Referencia

Ankistrodesmus falcatus Myriophyllum spicatum Myriophyllum spicatum Myriophyllum spicatum Scenedesmus acutus Scenedesmus quadricauda

Chlorellaceae Halograceae Halograceae Halograceae Scenedesmaceae Scenedesmaceae

78 3400 4400 12000 85 240

Selenastrum capricornutum

Chlorellaceae

53

Selenastrum capricornutum

Chlorellaceae

50

Selenastrum capricornutum Selenastrum capricornutum

Chlorellaceae Chlorellaceae

30 27

Selenastrum capricornutum

Chlorellaceae

94

Selenastrum capricornutum Selenastrum capricornutum Selenastrum capricornutum

Chlorellaceae Chlorellaceae Chlorellaceae

63 9 33

Vocke et al., 1980 Stanley, 1974 Stanley, 1974 Stanley, 1974 Vocke et al., 1980 Fargasova, 1994 Van der Heever and Grobbelaar, 1996 Van der Heever and Grobbelaar, 1996 Van der Heever and Grobbelaar, 1996 Chen et al., 1997 Van der Heever and Grobbelaar, 1996 Van der Heever and Grobbelaar, 1996 Chen et al., 1997 Vocke et al., 1980

III.2.b) Cálculo del Valor Agudo Final El Valor Agudo Final (FAV) se calcula de acuerdo al procedimiento descripto en la metodología cuando la toxicidad de una sustancia no está asociada con las características del agua, dado que si bien se conoce la incidencia de varios de ellos en la toxicidad del mercurio, no se ha podido cuantificar tal asociación. A partir de los datos que se exhiben en la Tabla Niveles Guía Nacionales de Calidad de Agua Ambiente

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III.6

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III.1, se determinan los valores agudos medios para cada especie (SMAV), que se exhiben en la tabla antedicha, y genero (GMAV), que se presentan en la Tabla III.3 ordenados crecientemente, junto a su número de orden, R, y la probabilidad acumulativa correspondiente, PR, siendo PR = R/(N+1). TABLA III.3 – MERCURIO: PROBABILIDAD ACUMULATIVA (PR) y VALOR AGUDO MEDIO PARA CADA GENERO (GMAV) Género Gastrophryne Daphnia Oncorhynchus Poecilia Orconectes Brachionus Caracius Tubifex Pimephales Lepomis Limnodrilus Gambusia Cyprinus Chironomus Tilapia Ephemerella

GMAV [µg/l]

PR

R

1,0 2,6 5 30,0 50,0 60,0 120,0 140,0 158,7 160,0 180,0 180,0 554 554 1000 2000

0,06 0,12 0,18 0,24 0,29 0,35 0,41 0,47 0,53 0,59 0,65 0,71 0,76 0,82 0,88 0,94

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16

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 = 13,72 a = -3,62 k = -0,55 Calculando el Valor Agudo Final (FAV) según: FAV = ek resulta: FAV = 0,58 µg/l III.2.c.) Cálculo del Valor Crónico Final En virtud de los fenómenos de bioacumulación y biomagnificación que se verifican para el mercurio, resulta apropiada la aplicación de un factor de extrapolación igual a 20 para calcular el Valor Crónico Final (FCV). Niveles Guía Nacionales de Calidad de Agua Ambiente

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III.7

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Dividiendo el FAV calculado (0,58 µg/l) por el factor de extrapolación elegido (20), resulta: FCV = 0,029 µg/l

III.3) Establecimiento del nivel guía de calidad para mercurio correspondiente a protección de la biota acuática En virtud de que el Valor Crónico Final no supera al Valor Final para Plantas (FPV) que resulta de la Tabla III.2 (9 µg/l), se especifica el siguiente nivel guía de calidad para mercurio total a los efectos de protección de la biota acuática (NGPBA), referido a la muestra de agua filtrada: NGPBA (Mercurio total) ≤ 0,029 µg/l

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III.8

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VIII) CONTRASTACION DE LOS NIVELES GUIA DE CALIDAD DE AGUA AMBIENTE CORRESPONDIENTES A MERCURIO

VIII.1) Contrastación del nivel guía de calidad de agua ambiente para protección de la biota acuática (NGPBA) La base de contrastación del NGPBA para mercurio está constituida por los límites máximos para mercurio en peces predadores y no predadores: 1000 y 500 µg/kg tejido fresco, respectivamente, establecidos por el Servicio Nacional de Sanidad y Calidad Agroalimentaria (SENASA) en el Plan Nacional de Control de Residuos e Higiene en Alimentos (Plan Creha) (SENASA, 2004). Para realizar la contrastación inherente a peces predadores se aplica un factor de bioconcentración (BCF) igual a 33000 l/kg, determinado para músculo de Salvelinus fontinalis en un estudio de 273 días de duración (McKim et al., 1976). Dicho factor surge de la evaluación de los datos básicos disponibles. Multiplicando el valor máximo expresado por el NGPBA correspondiente a mercurio (0,029 µg/l) por el BCF seleccionado (33000 l/kg), se obtiene una concentración de acumulación a comparar (CAC) igual a 957 µg Hg/kg tejido, que resulta apenas inferior al correspondiente valor límite antes mencionado (1000 µg Hg/kg tejido fresco). No se dispone de factores de bioconcentración relativos a peces no predadores comestibles. Con propósitos orientativos, se utiliza un factor de bioconcentración igual a 81670 l/kg, determinado para cuerpo entero de una especie no comestible, Pimephales promelas (Olson et al., 1975). Multiplicando el valor máximo expresado por el NGPBA correspondiente a mercurio (0,029 µg/l) por el BCF antedicho, se obtiene una concentración de acumulación a comparar (CAC) igual a 2368 µg/kg tejido fresco, que supera al límite máximo para mercurio tomado como valor de referencia (500 µg Hg/kg tejido fresco). Las estimaciones de CAC están señalando claramente la particular magnitud del fenómeno de acumulación del mercurio en los peces. Si bien para los predadores no se registra superación del límite máximo en tejido de consumo, CAC resulta muy próxima a éste. Por otra parte, aunque no se dispone de datos para no predadores comestibles, la estimación efectuada con un BCF correspondiente a una especie no comestible arroja un valor para CAC que alerta sobre la potencial superación por parte de especies comestibles del correspondiente límite máximo en tejido de consumo humano. Por las razones expuestas, se considera prudente validar el NGPBA como compatible con las restricciones sanitarias inherentes a ingesta alimentaria humana, pero asignándosele a esta validación carácter interino. Consecuentemente, la aplicación del NGPBA adquiere el carácter antedicho.

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VIII.1

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X) REFERENCIAS Agua Superficial, 2000. Procesamiento de datos presentados en: Instituto Nacional del Agua y del Ambiente. 1999. Reporte detallado de datos de calidad de agua recolectados durante el período Abril 1987-Marzo 1998 por la Contraparte Técnica Argentina. Comité Intergubernamental Coordinador de los Países de la Cuenca del Plata. Control de la Calidad de las Aguas de la Cuenca del Plata y datos suministrados por el Ente Tripartito de Obras y Servicios Sanitarios correspondientes al período 1993-1995. Alam, M.K. and O.E. Maughan. 1992. The Effect of Malathion, Diazinon and Various Concentrations of Zinc, Copper, Nickel, Lead, Iron and Mercury on Fish Biol. Trace Elem. Res. 34(3): 225-236. En: U.S. Environmental Protection Agency. 1985. Ambient Water Quality Criteria for Mercury-1984. EPA 440/5-84-026. Washington. DC 136 pp. Bache, C.A., W.H. Gutenmann and D.I. Lisk. 1971. Residues of total mercury and methylmercury salts in lake trout as a function of age. Science 172: 951. Barera, Y. and W.J. Adams. 1983. Resolving some practical questions about Daphnia acute toxicity tests. In: W.E. Bisnop etal. (eds.), Aquatic Toxicology and Hazard Assessment: Sixth Symposium. ASTM STP 802. American Society for Testing and Materials, Philadelphia, Pennsylvania. P. 509. En: U.S. Environmental Protection Agency. 1985. Ambient Water Quality Criteria for Mercury-1984. EPA 440/5-84-026. Washington. DC 136 pp. Biesinger K.E., L.E. Anderson and J.G. Eaton. 1982. Chronic effects of inorganic and organic mercury on Daphnia magna: Toxicity, accumulation, and loss. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 11: 769-774. Birge,W.J., J.A. Black and A.G. Westerman. 1979. Evaluation of Aquatic Pollutants Using Fish and Amphibian Eggs as Bioassay Organisms. In: S.W. Nielsen, G. Migaki and D.G. Scarpelli (Eds.), Symp. Animals Monitors Environ. Pollut., 1977, Storrs, CT 12: 108-118. 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. Boutet, C. and C. Chaisemartin. 1973. Specific toxic properties of metallic salts in Austropotamobius pallipes pallipes and Orconectes limosus. C. R. Soc. Biol. 167: 1933. En: U.S. Environmental Protection Agency. 1985. Ambient Water Quality Criteria for Mercury-1984. EPA 440/5-84-026. Washington. DC 136 pp. Call, D.J. et al. 1983. Toxicity and metabolism studies with EPA priority pollutants and related chemicals in freshwater organisms. PB83-263665. National technical information Service, Springfield, Virginia. En: U.S. Environmental Protection Agency. 1985. Ambient Water Quality Criteria for Mercury-1984. EPA 440/5-84-026. Washington. DC 136 pp. Canton, H. and D.M.M. Adema. 1978. Reproducibility of short-term and reproduction toxicity experiments with Daphnia magna and comparison of the sensitivity of Daphnia magna with Daphnia pulex and Daphnia cucullata in short-term experiments. Hydrobiologia 59: 135. CCME (Canadian Council of Ministers of the Environment). December 1996. Canadian Water Quality Guidelines. Chapman, P.M., et al. 1982a. Relative tolerances of selected aquatic oligochaetes to individual pollutants and environmentals factors. Aquatic toxiclogy 2: 47. En: U.S. Environmental Protection Agency. 1985. Ambient Water Quality Criteria for Mercury-1984. EPA 440/5-84-026. Washington. DC 136 pp. Chapman, P.M., et al. 1982b. Effects of species interactions on the survival and respiration of Limnodrilus hoffmeisteri and Tubifex tubifex (Oligochaeta, Tubificidae) exposed to various pollutants and environmental factors. Water Research. 16: 1405. En: U.S. Environmental Protection Agency. 1985. Ambient Water Quality Criteria for Mercury-1984. EPA 440/5-84026. Washington. DC 136 pp. Chen, C.Y., K.C. Lin, and D.T. Yang. 1997. Comparison of the Relative Toxicity Relationships Based on Batch and Continuous Algal Toxicity Tests. Chemosphere 35(9): 1959-1965. En: AQUIRE (Aquatic toxicity Information Retrieval) database. U.S. Environmental Protection Agency, National Health and Environmental Effects Research Laboratory, MidContinent Ecology Division, Duluth, Minnesota. Daoust, P. 1981. Acute pathological affects of mercury, cadmium and copper in rainbow trout. Ph. D. Thesis. University of Saskatchewan, Saskatoon, Canada. (Referencia tomada de EPA, 1985). En: U.S. Environmental Protection Agency. 1985. Ambient Water Quality Criteria for Mercury-1984. EPA 440/5-84-026. Washington. DC 136 pp.

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X.1

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XI) HISTORIAL DEL DOCUMENTO Fecha de edición original diciembre 2002 Actualización julio 2004 Actualización de Sección VIII

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