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República Argentina

Subsecretaria de Recursos Hídricos de la Nación

Niveles Guía Nacionales de Calidad de Agua Ambiente Plomo

DESARROLLOS DE NIVELES GUIA NACIONALES DE CALIDAD DE AGUA AMBIENTE CORRESPONDIENTES A PLOMO

Diciembre 2005

INDICE

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

correspondientes a plomo ..........................................................................................

II.1 II.1) Introducción .............................................................................................................. II.1 II.2) Cálculo del nivel guía de calidad de agua para consumo humano ……………….. II.1 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.2 II.4.1) Fuente superficial con tratamiento convencional .................................................. II.2 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 su uso como

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

II.3 III) Nivel guía de calidad de agua ambiente para protección de la biota acuática

correspondiente a plomo (aplicable al agua dulce) ..................................................

III.1 III.1) Introducción ............................................................................................................. III.1 III.2) Derivación del nivel guía de calidad para protección de la biota acuática ............ III.2 III.2.a) Selección de especies ............................................................................................. III.2 III.2.b) Cálculo del Valor Agudo Final ............................................................................. III.4 III.2.c) Cálculo del Valor Crónico Final ........................................................................... III.5 III.3) Establecimiento del nivel guía de calidad para plomo correspondiente a

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

III.6 IV) Nivel guía de calidad de agua ambiente para protección de la biota acuática

correspondiente a plomo (aplicable a agua marina) ................................................

IV.1 IV.1) Introducción ............................................................................................................. IV.1 IV.2) Derivación del nivel guía de calidad para protección de la biota acuática ........... IV.1 IV.2.a) Selección de especies ............................................................................................ IV.2 IV.2.b) Cálculo del Valor Agudo Final ............................................................................. IV.3 IV.2.c) Cálculo del Valor Crónico Final .......................................................................... IV.4 IV.3) Establecimiento del nivel guía de calidad para plomo correspondiente a

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

IV.4 V) Niveles guía de calidad de agua ambiente para riego correspondientes a plomo ..... V.1 V.1) Introducción .............................................................................................................. V.1 V.2) Cálculo de la concentración máxima aceptable de plomo en el agua de riego ........ V.6 V.3) Especificación de niveles guía para plomo en agua de riego .................................. V.8 V.4) Consideración de riesgos asociados al agua de riego para el suelo y el acuífero

freático .....................................................................................................................

V.9 VI) Niveles guía de calidad de agua ambiente para bebida de especies de producción

animal correspondientes a plomo .............................................................................

VI.1 VI.1) Introducción ............................................................................................................. VI.1



Niveles Guía Nacionales de Calidad de Agua Ambiente Plomo

VI.2) Cálculo de ingestas diarias tolerables de plomo y concentraciones tolerables en el agua de bebida para especies de producción animal conformada por especies

mamíferas .................................................................................................................

VI.2 VI.3) Cálculo de ingestas diarias tolerables de plomo y concentraciones tolerables en

el agua de bebida para especies de producción animal conformada por especies aviarias .....................................................................................................................

VI.3 VI.4) Establecimiento de niveles guía de agua ambiente para bebida de especies de

producción animal .................................................................................................

VI.4 VI.4.1) Producción animal conformada por mamíferos ................................................... VI.4 VI.4.2) Producción animal conformada por aves ............................................................. VI.4 VI.4.3) Producción animal conformada por mamíferos y aves ........................................ VI.4 VIII) Contrastación de los niveles guía de calidad de agua ambiente

correspondientes a plomo .....................................................................................

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

la biota acuática (NGPBA) .................................................................................

VIII.1 VIII.2) Contrastación de los niveles guía nacionales de calidad de agua ambiente

para riego ...........................................................................................................

VIII.1 VIII.3) Contrastación de los niveles guía nacionales de calidad de agua ambiente para

bebida de especies de producción animal …………………………………

VIII.4 IX) Técnicas analíticas asociadas a la determinación de plomo .................................... IX.1 X) Referencias .................................................................................................................. X.1 XI) Historial del documento ............................................................................................. XI.1



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

I) ASPECTOS GENERALES

El plomo es un elemento ampliamente distribuido en las rocas y suelos de la tierra, estando su concentración media comprendida entre 12 y 20 ppm (Settle and Patterson, 1980). Por el hecho de fundir a temperaturas relativamente bajas, ha sido utilizado desde tiempos muy antiguos por la humanidad para fabricar todo tipo de utensilios. En la actualidad, se lo utiliza principalmente en la producción de baterías, municiones y pigmentos.

La actividad del hombre ha incrementado de manera muy importante las emisiones de plomo al ambiente. Hace millones de años, el flujo de plomo a los océanos era de 13.000 toneladas por año, mientras que en la actualidad se estima que sólo los ríos aportan a los océanos 240.000 toneladas por año (Laws, 1993).

En las aguas superficiales naturales el estado de oxidación predominante del plomo es +2.

La especiación del mismo es dependiente de equilibrios químicos condicionados por el pH, siendo el de los carbonatos el equilibrio controlante de la solubilidad del plomo en las aguas naturales. La forma iónica libre (Pb2+) es la especie predominante a pH ≤ 7, mientras que a 7 < pH ≤ 9, la especie principal es el PbCO3 (Mills et al., 1985). En aguas blandas, a valores bajos de pH el plomo presenta solubilidad alta. Agua para consumo humano en tal condición puede constituir una situación de riesgo para la salud humana cuando es distribuida en sistemas que incluyen componentes de plomo.

El plomo puede formar complejos con ligantes orgánicos, lo cual favorece su existencia en

forma disuelta. Por otra parte, el plomo es adsorbido por material particulado orgánico e inorgánico, precipitando e incorporándose a los sedimentos.

La ocurrencia natural promedio del plomo en aguas continentales no supera el nivel de 1

µg/l. Presencias superiores son resultantes de aportes de origen antrópico (Mills et al., 1985). En el Cuadro I.1 se exponen datos provenientes del Programa GEMS (Global Environment Monitoring System)/WATER que aportan información sobre ocurrencia de plomo a nivel mundial en agua dulce superficial correspondiente al período 1982-84 (WHO/UNEP, 1990).

CUADRO I.1 - OCURRENCIA MUNDIAL DE PLOMO 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]

Plomo total en

muestras sin filtrar

Plomo total en

muestras filtradas

Plomo total en


Plomo total en muestras

filtradas

Plomo total en


Plomo total en muestras

filtradas

Plomo total en


Plomo total en

muestras filtradas

64 54 6 2 2-16 < 1-20 50 (a) 220 (b) Notas: (a): Río Ohio, U.S.A. (b): Río Rimac, Lima, Perú

El valor correspondiente al percentilo 10 exhibido en el Cuadro I.1 resulta bastante

concordante con la presencia basal de plomo disuelto en las aguas naturales (WHO/UNEP, 1990).



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

Con respecto a aguas oceánicas, han sido referidas concentraciones superficiales de plomo mucho menores que en agua dulce. Así, Chow (1968) ha citado concentraciones medias iguales a 0,05 µg/l en el Océano Atlántico Central, mientras que Tatsumoto y Patterson (1963) han reportado concentraciones comprendidas en el rango 0,08 – 0,4 µg/l en aguas del Océano Pacífico fuera de la costa de California.

La información disponible sobre ocurrencia de plomo en aguas dulces superficiales del

territorio argentino se expone en el Cuadro I.2.

CUADRO I.2 – OCURRENCIA DE PLOMO TOTAL EN AGUAS DULCES SUPERFICIALES DEL TERRITORIO ARGENTINO

Nº DE DATOS RANGO

[µg/l] MEDIANA

[µg/l] PERCENTILO 10-90

[µg/l] OBSERVACIONES REFERENCIA

39 < 2 – 55 (a) 17 < 2 - 43 Datos correspondientes a muestras sin filtrar de ríos Uruguay, Paraná,

Iguazú y Paraguay, Período 1988 – 94

Agua Superficial, 2000a

48 < 2 – 40 (b) 2,5 < 2 - 20 Datos correspondientes a muestras filtradas de ríos Uuguay, Paraná, Iguazú y de la Plata,

Período 1988 –95

Agua Superficial, 2000b

Notas: (a): Río Iguazú, Puerto Iguazú, Misiones (b): Río Iguazú, Puerto Iguazú, Misiones



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

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

El plomo ejerce efectos sobre la producción de hemoglobina a través de interferencias sobre los mecanismos de síntesis del grupo hemo y de la globina, existiendo una correlación positiva entre la reducción de hemoglobina y el nivel de plomo en sangre, particularmente marcada en niños (Betts et al., 1973).

Por otra parte, existen evidencias del efecto del plomo sobre los sistemas nerviosos central

y periférico, habiendo datos electrofisiológicos que indican daños en niños a concentraciones de plomo en sangre inferiores a 30 µg/dl (OMS, 1995).

El Comité Mixto FAO (Organización de las Naciones Unidas para la Agricultura y

la Alimentación)/OMS (Organización Mundial de la Salud) de Expertos en Aditivos Alimentarios estableció para el plomo una ingesta diaria tolerable (IDT) igual a 3,5 µg Pb/(kg masa corporal * d). Tal ingesta fue fijada en correspondencia con un criterio de protección de los lactantes, grupo etario considerado más sensible a la exposición oral al plomo (OMS, 1995).

Existen referencias del potencial carcinogénico de las sales de plomo, en particular de

fosfatos y acetatos, sobre animales de ensayo (Azar et al., 1973; Kasprzak et al., 1985), pero la información proveniente de estudios epidemiológicos sobre carcinogenicidad humana se considera inadecuada (U.S. EPA, IRIS, 1993). Así, la Agencia de Protección Ambiental de los E.E.U.U. (U.S. EPA) clasifica al plomo y a sus compuestos inorgánicos en la Categoría B2 (probable carcinógeno humano); por su parte, IARC (International Agency for Research on Cancer) clasifica a estas sustancias en el Grupo 2B (posible carcinógeno humano) (OMS, 1995). El tetraetilplomo es ubicado por IARC en el Grupo 3 (no clasificable en cuanto a su carcinogenicidad en seres humanos) (ECDIN, Tetraethyl lead, 1998).

En función de lo antedicho, la derivación del nivel guía de calidad de agua para consumo

humano se basa en la metodología definida para un tóxico con umbral, tomando como información básica la inherente a alteraciones del nivel de hemoglobina y a efectos sobre los sistemas nerviosos central y periférico.

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

Según lo expuesto precedentemente, se utiliza para este cálculo la ingesta diaria tolerable (IDT) establecida para plomo por el Comité Mixto FAO/OMS de Expertos en Aditivos Alimentarios: 3,5 µg Pb/(kg masa corporal * d).

Asumiendo para el grupo etario más expuesto (lactantes) una masa corporal (MC) igual a 5

kg, un consumo diario de agua por persona (C) igual a 0,75 l/d y un factor de asignación de la ingesta diaria tolerable al agua de bebida (F) igual a 0,5 (OMS, 1995), se calcula el nivel guía de calidad para agua de bebida (NGAB) según la siguiente expresión:




NGAB ≤ IDT * MC * F/C

resultando:

NGAB (Plomo) ≤ 11,7 µg/l

II.3) Remoción esperable de las tecnologías de tratamiento

En el Cuadro II.1 se indican eficiencias esperables en la remoción de plomo asociadas a diversas tecnologías de tratamiento.

CUADRO II.1 - REMOCION DE PLOMO. EFICIENCIAS DE TECNOLOGIAS DE

TRATAMIENTO

TRATAMIENTO REMOCION ESPERABLE

OBSERVACIONES REFERENCIAS

Convencional para agua superficial con coagulación en condiciones apropiadas

60 - > 90 %

Coagulación con Al3+: se logran remociones iguales a 60 - 80 % para pH: 6,5 – 7 y remociones

superiores a 90 % para pH > 9,5 Coagulación con Fe3+: efectiva

para condiciones de baja turbidez y altas concentraciones de plomo

U.S. EPA, 1990 ; CCME, 1996

Ablandamiento con cal > 80 %

pH: 9-11

U.S. EPA, 1990 ; CCME, 1996

Osmosis inversa > 80 %

U.S. EPA, 1990

Intercambio cationico > 80 %

U.S. EPA, 1990

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

Teniendo en cuenta las posibilidades de remoción de plomo expuestas en el Cuadro II.1, se especifican a continuación niveles guía para plomo en la fuente de provisión (NGFP) correspondientes a diversos escenarios.

II.4.1) Fuente superficial con tratamiento convencional:

Teniendo como premisa la verificación de condiciones que satisfagan remociones de plomo no menores que 60 %, se especifica el siguiente nivel guía de calidad para plomo en la fuente de provisión, referido a la muestra de agua filtrada:

NGFP (Plomo) ≤ 29,3 µg/l




II.4.2) Fuente superficial con tratamientos especiales: Para casos en que se apliquen tratamientos especiales que puedan verificar remociones de

plomo no menores que 80 %, se especifica el siguiente nivel guía de calidad para plomo 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 el

consumo directo o que requieran un tratamiento de desinfección, se especifica el siguiente nivel guía de calidad para plomo 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 especiales que puedan verificar remociones de

plomo no menores que 80 %, se especifica el siguiente nivel guía de calidad para plomo en la fuente de 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.2 se establece una categorización de las fuentes de provisión de agua para

consumo humano en función de las concentraciones de plomo.

CUADRO II.2 - CATEGORIZACION DE LAS FUENTES DE PROVISION DE AGUA PARA CONSUMO HUMANO EN FUNCION DE LAS CONCENTRACIONES DE PLOMO (CPb)

FUENTE CATEGORIA CONDICIONES DE CALIDAD

SUPERFICIAL Calidad apropiada con tratamiento convencional CPb ≤ 29,3 µg/l (1) SUPERFICIAL Calidad condicionada a aplicación de tratamientos

especiales que verifiquen remociones de plomo no menores que 80 %

29,3 µg/l < CPb ≤ 58,5 µg/l (1)

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

CPb > 58,5 µg/l (1)

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

CPb ≤ 11,7 µg/l (2)




CUADRO II.2 - CATEGORIZACION DE LAS FUENTES DE PROVISION DE AGUA PARA CONSUMO HUMANO EN FUNCION DE LAS CONCENTRACIONES DE PLOMO (CPb)

(Cont.)

FUENTE CATEGORIA CONDICIONES DE CALIDAD SUBTERRANEA Calidad condicionada a la aplicación de tratamientos

especiales que verifiquen remociones de plomo no menores que 80 %

11,7 µg/l < CPb ≤ 58,5 µg/l (1)

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

CPb > 58,5 µg/l (1)

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



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

III) NIVEL GUIA DE CALIDAD DE AGUA AMBIENTE PARA PROTECCION DE LA BIOTA ACUATICA CORRESPONDIENTE A PLOMO (APLICABLE AL AGUA DULCE)

III.1) Introducción Existe una importante cantidad de trabajos que analizan los efectos tóxicos agudos del

plomo evaluando variables fisiológicas, morfológicas y ecológicas. Varios de los estudios realizados hasta la fecha indican que estos efectos disminuyen al aumentar la dureza. Esta relación puede observarse en los resultados obtenidos por Chapman et al. (1980), en los que se observa que la concentración letal para el 50 % de los individuos expuestos (CL50) del plomo (+2) sobre Daphnia magna varía de 612 µg/l, para una dureza igual a 54 mg CaCO3/l, a 1910 µg/l, para una dureza igual a 152 mg CaCO3/l, y a 31650 µg/l, para una dureza igual a 206 mg CaCO3/l. Variaciones semejantes se han reportado para Oncorhyncus mykiss y Pimephales promelas (Davies et al., 1976; Pickering and Henderson, 1966).

Aparentemente, el efecto de la dureza se debe principalmente al hecho de que el plomo

(+2), al cual corresponde la mayor parte de los ensayos de toxicidad realizados, sería incorporado desde el medio acuático como un análogo metabólico del ion calcio (Markich and Jeffree, 1994). Por lo tanto, no sería la dureza en general, sino la concentración de calcio en el medio, la responsable de la disminución de la toxicidad al aumentar la dureza. No obstante lo expuesto, los datos disponibles no permiten cuantificar apropiadamente la relación entre la dureza y la toxicidad, esto debido probablemente a lo descripto con referencia a la concentración de calcio.

Recientemente han comenzado a aparecer artículos que establecen una relación entre la

toxicidad y el pH (Schubauer-Berigan et al., 1993, Gerhardt, 1994, Stouthart et al., 1994), encontrándose en todos los casos un aumento de la toxicidad a medida que disminuye el pH. Es así que Gerhardt (1994) encuentra que Leptophlebia marginata es al menos 5 veces más sensible a pH = 4,5 que a pH = 7. Resultados semejantes utilizando huevos fertilizados de Cyprinus carpio reportan Stouthart et al. (1994), mientras que Schubauer-Berigan et al. (1993) hacen lo mismo para Ceriodaphnia dubia, Pimephales promelas y Hyalella azteca. Estos resultados se condicen con los hallazgos químicos que establecen un aumento en la solubilidad del plomo a bajos valores de pH. Sin embargo, los trabajos citados anteriormente no proporcionan suficiente información como para poder cuantificar adecuadamente la relación entre la toxicidad y el pH.

Los animales más sensibles en exposiciones agudas al plomo han resultado ser los anfípodos, como puede observarse para Hyalella azteca, a la cual corresponde una CL50 igual a 16 µg/l (Phipps et al., 1995). En cuanto a los organismos más resistentes, éstos han resultado ser los peces, correspondiendo los valores mas elevados a Poecilia reticulata, con una CL50 reportada igual a 1643 mg/l (Sehgal and Saxena, 1987).

En lo que respecta a toxicidad crónica, la especie más sensible es la trucha arcoiris (Oncorhyncus mykiss), que presenta un concentración tóxica máxima aceptable (MATC) igual a 18,2 µg/l (Davies et al., 1976), mientras que la más resistente ha resultado ser Pimephales promelas, que presenta una MATC igual a 329 µg/l (Spehar and Fiandt, 1986).




Dado que el plomo ha sido relacionado con varios tipos de alteraciones en el hombre, que van desde una disminución en el coeficiente intelectual hasta un comportamiento violento, se han llevado a cabo distintos tipos de investigaciones en peces con el objeto de comprobar si la contaminación con plomo puede generar alteraciones en el comportamiento de los mismos. Al respecto, se han detectado efectos bioquímicos en las zonas de sinapsis que podrían causar alteraciones en el comportamiento (Weber and Spieler, 1994).

En cuanto a bioacumulación, se han reportado factores de bioconcentración (BCF) para 4 especies de invertebrados, los que varían desde 499, para Brachycentrus sp. (Spehar et al., 1978), hasta 1700, para Lymnaea palustris (Borgmann et al., 1978). En peces se han encontrado valores iguales a 42, para Salvelinus fontinalis (Holcombe et al., 1976), y a 45, para Lepomis macrochirus (Atchison et al., 1977). Estos BFC son relativamente bajos; sin embargo, debe tenerse en cuenta que el plomo suele incorporarse a los tejidos óseos (Köck et al., 1996) y que los tiempos generales de detoxificación pueden ser lentos, variando desde semanas a meses o años (Roesijadi and Robinson, 1994), dependiendo esto del tejido donde se encuentre acumulado y de la edad de los organismos (Raja et al., 1994). Por otro lado, en invertebrados se ha encontrado evidencia de plomo excretado en gránulos de carbonato de calcio, en ciertos moluscos, y en gránulos de fosfato de calcio, los que son comunes a la mayoría de los Phylum de invertebrados (Roesijadi and Robinson, 1994; Vogt and Quinitio, 1994).

En vegetales, se han realizados estudios con una duración comprendida entre 0,17 y 32 días, encontrándose concentraciones a las cuales se registran efectos adversos para el 50 % de los individuos expuestos (CE50) ubicadas entre 250 µg/l, para Scenedesmus acuminatus (Stokes, 1981), y 808 mg/l, para Myriophyllum spicatum (Stanley, 1974). III.2) Derivación del nivel guía de calidad para protección de la biota acuática

Dado que no se cuenta con suficientes datos de toxicidad crónica inherentes a plomo para calcular directamente el Valor Crónico Final, se efectúa este cálculo a partir de datos de toxicidad aguda y de relaciones toxicidad aguda/crónica (ACR) estimables. III.2.a) Selección de especies

En la Tabla III.1 se exponen 39 datos asociados a manifestaciones de toxicidad aguda de plomo sobre animales, que corresponden a CL50 o CE50. En la Tabla III.2 se presentan 19 datos asociados a efectos tóxicos inherentes a algas y plantas acuáticas. En la Tabla III.3 se exponen los datos para la estimación de las relaciones toxicidad aguda/crónica (ACR). El conjunto de datos seleccionados se considera apropiado en virtud de cubrir un amplio rango de grupos taxonómicos, a saber: cuatro familias de peces (Cyprinidae, Cichlidae, Salmonidae y Poeciliidae), una de anfibios (Microhylidae) cuatro de crustáceos (Daphnidae, Cambaridae, Hyalellidae y Gammaridae), una de rotíferos (Philodinidae), seis de algas (Chlorellaceae, Talassiosiraceae, Nitzschiaceae, Desmidiaceae, Chlamydomonadaceae y Scenedesmaceae) y dos de plantas acuáticas (Haloragaceae y Lemnaceae).




TABLA III.1 – CONCENTRACIONES DE PLOMO 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

Carassius auratus Cyprinidae 31500 (1) Pickering and Henderson, 1966 Carassius auratus Cyprinidae 1660 1660 Birge, 1978 Ceriodaphnia dubia Daphnidae 46,9 Masters et al., 1991 Ceriodaphnia dubia Daphnidae 32,8 Diamond et al., 1997 Ceriodaphnia dubia Daphnidae 258,3 74 Spehar and Fiandt, 1986 Ceriodaphnia reticulata Daphnidae 530 530 Mount and Norberg, 1984 Cyprinus carpio Cyprinidae 170 170 Rao et al., 1975 Daphnia magna Daphnidae 264 Enserink, 1995 Daphnia magna Daphnidae 100 Biesinger, 1972 Daphnia magna Daphnidae 612 Chapman, 1980 Daphnia magna Daphnidae 952 Chapman, 1980 Daphnia magna Daphnidae 1910 (1) Chapman, 1980 Daphnia magna Daphnidae 31650 (1) Chapman, 1980 Daphnia magna Daphnidae 450 370 Biesinger, 1972 Daphnia pulex Daphnidae 5100 5100 Mount and Norberg, 1984 Gambusia affinis Poeciliidae 240000 240000 Wallen et al., 1957 Gammarus pseudolimnaeus Gammaridae 196,2 Call et al., 1983 Gammarus pseudolimnaeus Gammaridae 124 156 Spehar et al., 1978 Gastrophryne carolinensis Microhylidae 40 40 Birge et al., 1979 Hyalella azteca Hyalellidae 20,16 MacLean et al., 1996 Hyalella azteca Hyalellidae 16 18 Phipps et al., 1995 Oncorhynchus kisutch Salmonidae 600 600 Chapman, 1975 Oncorhynchus mykiss Salmonidae 1170 Davies et al., 1976 Oncorhynchus mykiss Salmonidae 1470 Davies et al., 1976 Oncorhynchus mykiss Salmonidae 1320 1314 Davies et al., 1976 Philodina acuticornis Philodinidae 45346,7 45347 Buikema et al., 1974

Pimephales promelas Cyprinidae 5580 (1) Pickering and Henderson, 1966 Pimephales promelas Cyprinidae 7330 (1) Pickering and Henderson, 1966 Pimephales promelas Cyprinidae 482000 (1) Pickering and Henderson, 1966 Pimephales promelas Cyprinidae 224,9 Diamond et al., 1997 Pimephales promelas Cyprinidae 2100 687 Spehar and Fiandt, 1986 Poecilia reticulata Poeciliidae 20600 Pickering and Henderson, 1966 Poecilia reticulata Poeciliidae 1643308,9 (1) 20600 Sehgal and Saxena, 1987 Procambarus clarkii Cambaridae 751570 751570 Naqvi and Howel, 1993b Ptychocheilus lucius Cyprinidae 170000 170000 Buhl, 1997 Salmo salar Salmonidae 700 700 Grande and Andersen, 1983 Salvelinus fontinalis Salmonidae 4100 4100 Holcombe et al. 1976 Simocephalus vetulus Daphnidae 4500 4500 Call et al., 1983 Tilapia hornorum Cichlidae 202000 202000 Arias et al., 1991 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 PLOMO 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

Chlamydomonas reinhardtii Chlamydomonadaceae 17000 Malanchuk and Gruendling, 1979 Chlorella saccharophila Chlorelaceae 63800 Rachlin et al., 1982 Chlorella vulgaris Chlorelaceae 3000 Den Dooren de Jong, 1965 Chlorella vulgaris Chlorelaceae 2000 Den Dooren de Jong, 1965 Cosmarium botrytis Desmidiaceae 5000 Malanchuk and Gruendling, 1979 Cyclotella meneghiniana Talassiosiraceae 3250 Gowrinathan and Rao, 1989 Cyclotella meneghiniana Talassiosiraceae 1540 Gowrinathan and Rao, 1989 Lemna minor Lemnaceae 8000 Wang, 1986 Myriophyllum spicatum Haloragaceae 363000 Stanley, 1974 Myriophyllum spicatum Haloragaceae 808000 Stanley, 1974 Myriophyllum spicatum Haloragaceae 767000 Stanley, 1974 Myriophyllum spicatum Haloragaceae 725000 Stanley, 1974 Nitzschia obtusa Nitzschiaceae 2470 Gowrinathan and Rao, 1989 Nitzschia palea Nitzschiaceae 3250 Gowrinathan and Rao, 1989 Scenedesmus acuminatus Scenedesmaceae 250 Stokes, 1981 Scenedesmus quadricauda Scenedesmaceae 2700 Starodub et al., 1987 a Scenedesmus quadricauda Scenedesmaceae 2700 Starodub et al., 1987 b Selenastrum capricornutum Chlorelaceae 285 Chen et al., 1997 Selenastrum capricornutum Chlorelaceae 2655 Chen et al., 1997

TABLA III.3 - CONCENTRACIONES DE PLOMO ASOCIADAS A EFECTOS TOXICOS

AGUDOS Y CRONICOS SELECCIONADAS PARA EL CALCULO DE RELACIONES TOXICIDAD AGUDA/CRONICA

Especie Concentración

asociada a toxicidad

aguda [µg/l]

Concentración asociada a toxicidad crónica [µg/l]

Relación Toxicidad

Aguda/Crónica para cada

especie (SACR)

Referencia

Oncorhynchus mykiss 1314 (1) 11,11 (1) 118,3 Davies et al., 1976 Pimephales promelas 2100 329 6,4 Spehar and Fiandt, 1986 Salmo salar 700 31,6 22 Grande and Andersen, 1983 Gammarus pseudolimnaeus

124 28,4 4,4 Spehar et al., 1978

Daphnia magna 1036,27 (1) 57,20 (1) 18,11 Chapman et al., 1980 Hyalella azteca 20,16 63,17 (1) 0,32 MacLean et al., 1996 Nota: (1) Corresponde a la media geométrica de los valores reportados por el autor

III.2.b) Cálculo del Valor Agudo Final

El Valor Agudo Final 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 varias de ellas en la toxicidad del plomo, como ya ha sido mencionado, no se ha podido cuantificar adecuadamente tal asociación.




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 exponen en la tabla antedicha, y género (GMAV), que se presentan 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 – PLOMO: PROBABILIDAD ACUMULATIVA (PR) y VALOR AGUDO MEDIO PARA CADA GENERO (GMAV)

Género GMAV

[µg/l] PR R

Hyalella 18 0,05 1 Gastrophryne 40 0,11 2 Gammarus 156 0,16 3 Cyprinus 170 0,21 4 Ceriodaphnia 198 0,26 5 Pimephales 687 0,32 6 Salmo 700 0,37 7 Oncorhynchus 888 0,42 8 Daphnia 1374 0,47 9 Carassius 1660 0,53 10 Salvelinus 4100 0,58 11 Simocephalus 4500 0,63 12 Poecilia 20600 0,68 13 Philodina 45347 0,74 14 Ptychocheilus 170000 0,79 15 Tilapia 202000 0,84 16 Gambusia 240000 0,89 17 Procambarus 751570 0,95 18

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 = 11,05 a = 0,29 k = 2,77

Calculando el Valor Agudo Final (FAV) según:

FAV = ek

resulta:

FAV = 15,9 µg/l




III.2.c) Cálculo del Valor Crónico Final

Sobre la base de los datos de toxicidad aguda y crónica que se exhiben en la Tabla III.3, se calculan las relaciones toxicidad aguda/crónica para las especies consideradas (SACR) que se exhiben en dicha tabla. Para el cálculo de la relación toxicidad aguda/crónica final (FACR) se utilizan las relaciones toxicidad aguda/crónica correspondientes a Daphnia magna, Pimephales promelas, Gammarus pseudolimnaeus y Salmo salar, descartándose las relaciones correspondientes a Oncorhynchus mykiss y Hyalella azteca por diferir en el orden de magnitud con el resto de las relaciones disponibles. La media geométrica de las SACR consideradas arroja una FACR igual a 10.

Dividiendo el FAV calculado (15,9 µg/l) por la FACR resultante (10), resulta el valor

crónico final (FCV):

FCV = 1,59 µg/l III.3) Establecimiento del nivel guía de calidad para plomo 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 (250 µg/l) ni a los valores de toxicidad crónica que se exhiben en la Tabla III.3, se especifica el siguiente nivel guía de calidad para plomo a los efectos de protección de la biota acuática (NGPBA), referido a la muestra de agua filtrada:

NGPBA (Plomo) ≤ 1,59 µg/l



Niveles Guía Nacionales de Calidad de Agua Ambiente Plomo IV.1

IV) NIVEL GUIA DE CALIDAD DE AGUA AMBIENTE PARA PROTECCION DE LA BIOTA ACUATICA CORRESPONDIENTE A PLOMO (APLICABLE A AGUA MARINA) IV.1) Introducción Existe una cantidad importante de trabajos que evalúan los efectos tóxicos agudos del plomo sobre la biota de agua marina, mientras que la cantidad de datos sobre su toxicidad crónica es escasa. Entre los invertebrados, la especie más sensible al plomo en lo que respecta a toxicidad aguda es el molusco Mytilus edulis, para el que se han registrado efectos tóxicos agudos a partir de 476 µg/l (Martin et al., 1981), mientras que la más resistente es el crustáceo Palaemon elegans, para el que se han reportado efectos tóxicos agudos recién a partir de 66,1 mg/l (Lorenzon et al., 2000). Con respecto a los peces, la especie más sensible a la acción del plomo es Scorpaenichthys marmoratus, para la cual se observaron efectos tóxicos agudos a una concentración igual a 150 µg /l (Dinnel et al., 1989), mientras que la más resistente es Liza vaigiensis, para la que se han reportados efectos tóxicos agudos a una concentración igual a 190 mg/l (Denton and Burdon-Jones, 1986). La información concerniente a la toxicidad crónica del plomo sobre los animales de agua marina es muy escasa. Lussier et al. (1985) observaron que una concentración de plomo igual a 37 µg/l afectaba el ciclo de vida del crustáceo Mysidopsis bahia. Para el molusco Mytilus edulis se evidenciaron efectos tóxicos crónicos a una concentración igual a 20 µg/l (Elliot et al., 1985). Entre los vertebrados, se ha observado afectación de la epidermis de Oncorhynchus kisutch a una concentración igual a 150 µg/l (Varanasi, 1978). En cuanto a la biota vegetal, dentro de las algas, la especie más sensible es Skeletonema costatum, para la que se observó que una concentración de plomo igual a 19,5 µg/l afectaba su crecimiento (Walsh et al., 1988), mientras que la más resistente es Dunaliella salina, para la cual se registró una disminución del crecimiento a una concentración igual a 900 µg/l (Pace et al., 1977). Estudios de duración comprendida entre 14 y 140 días indican que el plomo es bioconcentrado por los invertebrados, observándose factores de bioconcentración (BCF) que llegan hasta 2570 para el mejillón Mytilus edulis y 1400 para la ostra Crassostrea virginica (Schulz-Baldes, 1972; Shuster and Pringle, 1969). La bioconcentración del plomo por parte de los peces es mucho menor que la observada para los invertebrados. Así, en estudios de 15 días de duración, se han reportado BCFs en hígado que llegan hasta 3 para la trucha (Oncorhynchus kisutch) aclimatada al agua marina y hasta 5 para el lenguado (Platichthys stellatus) (Varanasi, 1978).




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

Dado que no se cuenta con suficientes datos de toxicidad crónica para calcular directamente el Valor Crónico Final para plomo, 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). IV.2.a) Selección de especies

En la Tabla IV.1 se exponen 24 datos asociados a manifestaciones de toxicidad aguda del plomo sobre animales, consistentes en valores de concentraciónes letales para el 50 % de los individuos expuestos (CL50) o en concentraciones para las cuales se registran efectos adversos para el 50% de los individuos expuestos (CE50). En la Tabla IV.2 se presentan 6 datos asociados a efectos tóxicos del plomo sobre algas. El conjunto de datos seleccionados se considera apropiado en virtud de cubrir un rango amplio de grupos taxonómicos, a saber: cuatro familias de peces (Cottidae, Cyprinodontidae, Mugilidae y Paralichthyidae), seis de crustáceos (Acartiidae, Ampeliscidae, Cancridae, Palaemonidae, Penaidae y Phoxocephalidae) cinco de moluscos (Ostreidae, Pectinoidea, Mactroidea, Myidae y Mytilidae), una de equinodermos (Echinidae) y seis de algas (Champiaceae, Cymatosiraceae, Fragilariaceae, Lithodesmiaceae, Polyblepharidaceae y Trochosiraceae).

TABLA IV.1 - CONCENTRACIONES DE PLOMO 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]


(SMAV) [µg/l]

Referencia

Acartia clausi Acartiidae 668 668 Cardin, 1980

Ampelisca abdita Ampeliscidae 620 620 Scott et al., 1982

Argopecten irradians Pectinoidea 8600 8600 Nelson et al., 1988

Cancer magister Cancridae 600 Dinnel et al., 1989 Cancer magister Cancridae 575 587 Martin et al., 1981

Crassostrea gigas Ostreidae 758 758 Martin et al., 1981

Crassostrea virginica Ostreidae 2450 2450 Calabrese et al., 1973

Cyprinodon variegatus Cyprinodontidae 10000 10000 Berry, 1981

Chelon labrosus Mugilidae 4500 4500 Taylor et al., 1985

Liza vaigiensis Mugilidae 190000 190000 Denton and Burdon-Jones, 1986

Loligo opalescens Loliginidae 2100 2100 Dinnel et al., 1989

Mya arenaria Myidae 27000 27000 Eisler, 1977

Mytilus edulis Mytilidae 476 476 Martin et al., 1981

Palaemon elegans Palaemonidae 167000 Lorenzon et al., 2000 Palaemon elegans Palaemonidae 66100 105065 Lorenzon et al., 2000

Paracentrotus lividus Echinidae 4820 4820 His et al., 1999

Paralichthys olivaceus Paralichthyidae 11300 Wu et al., 1990 Paralichthys olivaceus Paralichthyidae 8000 9508 Wu et al., 1990

Penaeus chinensis Penaidae 1600 1600 Wu and Chen, 1988




TABLA IV.1 - CONCENTRACIONES DE PLOMO ASOCIADAS A EFECTOS TOXICOS AGUDOS SOBRE LAS ESPECIES DE ANIMALES ACUATICOS SELECCIONADAS PARA

EL ESTABLECIMIENTO DEL NIVEL GUIA CORRESPONDIENTE (Cont.)

Especie Familia Concentración asociada a toxicidad

aguda [µg/l]


(SMAV) [µg/l]

Referencia

Penaeus penicillatus Penaidae 2000 2000 Xu et al., 1994 Perna viridis Mytilidae 8820 8820 Chan, 1988 Rhepoxynius abronius Phoxocephalidae 14100 14100 Chapman and McPherson,

1993 Scorpaenichthys marmoratus

Cottidae 1500 1500 Dinnel et al., 1989

Spisula solidissima Mactroidea 5400 5400 Nelson et al., 1988

TABLA IV.2 - CONCENTRACIONES DE PLOMO ASOCIADAS A EFECTOS TOXICOS SOBRE ESPECIES ACUATICAS SELECCIONADAS PARA EL ESTABLECIMIENTO DEL

VALOR FINAL PARA PLANTAS (FPV)

Especie Familia Concentración asociada a

efectos tóxicos [µg/l]

Referencia

Champia parvula Champiaceae 23,3 Steele and Thursby, 1983 Dunaliella salina Polyblepharidaceae 900 Pace et al., 1977 Ditylum brightwelli Lithodesmiaceae 40 Canterford and Cantenford, 1980 Asterionella japonica Fragilariaceae 207 Fisher and Jones, 1981 Bellerochea polymorpha Cymatosiraceae 62,8 Walsh et al., 1988 Skeletonema costatum Trochosiraceae 19,5 Walsh et al., 1988

IV.2.b) Cálculo del Valor Agudo Final

El Valor Agudo Final para plomo 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 como para cuantificar dicha relación. A partir de los datos que se exhiben en la Tabla IV.1, se determinan los valores agudos medios para cada especie (SMAV), que se exhiben en la tabla antedicha, y género (GMAV), que se presentan ordenados crecientemente en la Tabla IV.3, con sus correspondientes números de orden, R, y probabilidades acumulativas, PR, siendo PR = R/(N+1).

TABLA IV.3 - PLOMO: PROBABILIDAD ACUMULATIVA (PR) y VALOR AGUDO MEDIO PARA CADA GENERO (GMAV)

Género GMAV

[µg/l] PR R

Mytilus 476 0,05 1

Cancer 587 0,10 2

Ampelisca 620 0,15 3




TABLA IV.3 - PLOMO: PROBABILIDAD ACUMULATIVA (PR) y VALOR AGUDO MEDIO PARA CADA GENERO (GMAV) (Cont.)

Género GMAV

[µg/l] PR R

Acartia 668 0,20 4

Crassostrea 1363 0,25 5

Scorpaenichthys 1500 0,30 6

Penaeus 1789 0,35 7

Loligo 2100 0,40 8

Chelon 4500 0,45 9

Paracentrotus 4820 0,50 10

Spisula 5400 0,55 11

Argopecten 8600 0,60 12

Perna viridis 8820 0,65 13

Paralichthys 9508 0,70 14

Cyprinodon 10000 0,70 15

Rhepoxynius 14100 0,80 16

Mya 27000 0,85 17

Palaemon 105065 0,90 18

Liza 190000 0,95 19

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 = 1,51 a = 5,85 k = 6,19

Calculando el Valor Agudo Final (FAV) según:

FAV = ek

resulta:

FAV = 486,53 µg/l IV.2.c) Cálculo del Valor Crónico Final

En función de la información toxicológica disponible correspondiente a animales se juzga apropiado utilizar un factor de extrapolación igual a 10 para calcular el Valor Crónico Final (FCV) a partir del FAV.

Dividiendo el FAV calculado (486,53 µg/l) por el factor de extrapolación elegido (10),

resulta:

FCV = 48,6 µg/l




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

En razón de que el Valor Crónico Final supera al Valor Final para Plantas (FPV) que resulta de la Tabla IV.2 (19,5 µg/l), se especifica el siguiente nivel guía de calidad para plomo a los efectos de protección de la biota acuática (NGPBA), referido a la muestra de agua filtrada:

NGPBA (Plomo) ≤ 19,5 µg/l



Niveles Guía Nacionales de Calidad de Agua Ambiente Plomo V.1

V) NIVELES GUIA DE CALIDAD DE AGUA AMBIENTE PARA RIEGO CORRESPONDIENTES A PLOMO V.1) Introducción

La ocurrencia de plomo en el suelo está condicionada por varios factores, entre ellos, la presencia basal asociada a las características geológicas y las fuentes de contaminación antrópica, pudiendo ser mencionadas como relevantes la minería, la fundición de plomo, la aplicación de residuos como aporte de nitrógeno y fósforo en agricultura y las emisiones de automotores.

En las condiciones naturales del suelo el plomo está unido principalmente a silicatos; sin embargo, en suelos contaminados se lo observó asociado a fracciones orgánicas y óxidos de hierro y manganeso (Chlopecka and Adriano, 1997). Tanto en las diversas formas salinas en que puede estar presente en el suelo o cuando está adsorbido en materia orgánica o coprecipitado con sesquióxidos, el plomo posee escasa solubilidad, lo cual limita su biodisponibilidad.

El plomo que se dispone en los suelos es retenido en sus capas superiores, especialmente

en aquéllos con una elevada fracción húmica y un pH alto, condiciones que favorecen la inmovilización del plomo. Davis et al. (1988), en estudios de distribución de metales en suelos de pastoreo sobre los que se aplicaron residuos con plomo, observaron una lixiviación de éste dentro de los primeros 5 cm en marga arenosa; en marga calcárea, observaron una lixiviación dentro de 7,5-10 cm, permaneciendo entre el 75 y el 84% del plomo dentro de los 5 cm superiores.

El plomo no es un mineral esencial en la nutrición de las plantas, pero existe en el suelo y

por ello se lo encuentra en trazas en los cultivos. La concentración de plomo en las plantas depende de la concentración total y disponible de aquél en el suelo, de las propiedades de este último y de la especie y edad del vegetal (Chlopecka and Adriano, 1997). Warren y Delavault (1962) señalaron que la concentración normal de plomo en las hojas y ramas de plantas leñosas es igual a 2,5 mg/kg tejido seco, mientras que para vegetales y cereales indicaron concentraciones normales comprendidas entre 0,1 y 1 mg/kg tejido seco. Por su parte, Mitchell (1963) reportó una concentración normal en pasturas del orden de 1 mg/kg tejido seco.

Las investigaciones de Mosbaek et al. (1989) comprobaron que una fracción importante del plomo asimilado por las plantas proviene del polvo atmosférico; tal comprobación surgió de experiencias de irrigación con 210Pb para distinguir entre la asimilación de plomo a través del suelo y por deposición de plomo atmosférico en la superficie de la planta. La baja asimilación radicular de plomo ya había sido observada en las investigaciones de Chizzola y Franz (1996) sobre plantas aromáticas y medicinales. Koeppe (1977) ha sostenido que el plomo permanecería unido a la superficie exterior de las raíces formando depósitos cristalinos o amorfos y que podría también ser secuestrado en las paredes celulares o depositado en vesículas, lo cual explicaría, por un lado, la elevada concentración de plomo en raíces y, por otro, el bajo efecto tóxico del plomo en semillas de mostaza.




Existe una diversidad de estudios relacionados con la acumulación de plomo en los cultivos y con su fitotoxicidad. Esta última está asociada a perturbación de la mitosis, efectos en nucleolos, inhibición en la elongación de la raíz, aparición de clorosis, inhibición de actividades enzimáticas y reducción de la actividad fotosintética (Liu et al., 2000).

Hooper (1937) experimentó con Phaseolus vulgaris (poroto) en cultivos hidropónicos

expuestos a diversas concentraciones de plomo, registrando que la variación de peso seco respecto del control no era significativa ni siquiera a una concentración igual a 30 mg/l.

Keaton (1937) estudió la influencia del plomo sobre el crecimiento de Hordeum vulgare (cebada) en suelos, observando que concentraciones de plomo, administrado como nitrato de plomo(II) o carbonato de plomo(II), hasta 2700 mg/kg base seca no ejercían efectos sobre el peso seco de raíces y tallos. A una concentración igual a 220 mg/kg base seca observó acumulaciones de plomo del orden de 2 mg/kg tejido seco en partes aéreas y que llegaron hasta 230 mg/kg tejido seco en raíces.

Rasmussen y Henry (1963) evaluaron el efecto del plomo sobre el crecimiento de plántulas

de naranja en soluciones nutrientes durante diez meses, observando que el plomo resultaba tóxico para las raíces a partir de una concentración igual a 0,25 mg/l a pH 6,5.

Berg (1970) realizó una experiencia con poroto y maní transplantados a suelos con una

concentración de plomo igual a 820 mg/kg base seca, observando que las plantas de maní no presentaban alteraciones respecto del control mientras que las de poroto manifestaban una disminución significativa del crecimiento.

Las experiencias de Baumhardt y Welch (1972) con plantas de Zea mays (maíz) en suelo

con distintas concentraciones de plomo, administrado como acetato de plomo, indicaron absorción del plomo por las raíces y traslocación hacia la parte superior de la planta pero sin pasaje al grano, no observándose cambios en altura, morfología, color y madurez de las plantas ni tampoco en su crecimiento y en el rendimiento de los granos.

En un estudio sobre asimilación de plomo por las plantas y su posterior ingestión por los animales, Jones y Clement (1972) estudiaron el comportamiento de Lolium perenne (ray-grass perenne) en soluciones nutrientes de concentraciones variadas de plomo, observando un aumento de la concentración en raíces respecto del tallo debido a la acción de barrera por parte de las primeras.

John y Van Laerhoven (1972) estudiaron el efecto de la aplicación de sales de plomo al

suelo sobre el desarrollo de plántulas de Lactuca sativa (lechuga) y Avena sativa (avena), observando una susceptibilidad elevada de la lechuga respecto de la avena en cuanto a reducción del rendimiento y un contenido de plomo en la lechuga muy superior al de la avena.

Los efectos tóxicos del plomo sobre el crecimiento de Oryza sativa (arroz) fueron

estudiados por Mukherji y Maitra (1976), quienes registraron manifestaciones de disminución de la longitud del tallo respecto del control e inclusive de inhibición completa de crecimiento de la raíz. Experiencias hidropónicas posteriores indicaron concentraciones umbral de plomo iguales a 207 mg/l para la inhibición del crecimiento del tallo y a 4140 mg/l para la declinación de la tasa de germinación (Mukherji and Maitra, 1977).




Hasset et al. (1976) , estudiando la interacción de plomo y cadmio en el crecimiento de la raíz y la asimilación de los metales por la misma, hallaron que una concentración de plomo en el suelo igual a 250 mg/kg base seca deprimía la elongación de la raíz de plántulas de maíz.

Walker et al. (1977) estudiaron el efecto del plomo sobre Zea mays, inclusive ante la

presencia simultánea de plomo y cadmio, observando una disminución de materia seca del orden de 13% ante una concentración de plomo en el suelo igual a 125 mg/kg base seca.

Foroughi et al. (1981) analizaron el efecto de diferentes concentraciones de plomo sobre Phaseolus vulgaris desarrollándose en soluciones nutrientes, encontrando que concentraciones superiores a 50 mg/l producían disminución del crecimiento de la planta.

Un estudio sobre la fitotoxicidad del plomo, del níquel y del cadmio realizado por Taylor y Allinson (1981) indicó que la incorporación de plomo al suelo hasta una concentración igual a 250 mg/kg base seca no provocaba una disminución significativa en la cosecha de Medicago sativa (alfalfa).

Las experiencias hidropónicas de Wong y Bradshaw (1982) sobre la influencia de varios metales pesados en la elongación de Lolium perenne permitieron observar que una concentración de plomo igual a 1,7 mg/l producía una reducción del 50% en el crecimiento de la raíz.

Khan y Frankland (1983) estudiaron el efecto de compuestos de plomo de distinta solubilidad sobre el crecimiento de plántulas de Raphanus sativus (rábano), hallando que el desarrollo de las raíces sufría una inhibición mayor que el del tallo y que una concentración de plomo en el suelo igual a 1000 mg/kg base seca, administrada como cloruro de plomo (II), no producía efectos observables sobre el peso seco del tallo. En cambio, para el plomo administrado como monóxido de plomo, se registró algún efecto en el tallo recién a una concentración igual a 10 g/kg base seca. Las observaciones sobre raíces indicaron que para una misma concentración de plomo en suelo, la disminución en el peso seco de aquéllas provocada por el cloruro de plomo (II) era mayor que la atribuida al monóxido de plomo.

Khan y Khan (1983) evaluaron el efecto de la presencia del plomo en el suelo sobre plántulas de Lycopersicum esculentum (tomate) y Solanum menongena (berenjena), observando la reducción de masa seca de las plántulas. Por otra parte, evaluaron la acumulación del plomo en el tejido vegetal.

Kacabova y Natr (1986) evaluaron el comportamiento de plántulas de Hordeum vulgare en soluciones hidropónicas con concentraciones de plomo que llegaron hasta 1 g/l, observando un 20% de disminución de masa seca a una concentración igual a 100 mg/l y mayor reducción de materia seca en la raíz que en el tallo en todas las experiencias. Además, apreciaron que cuando la concentración de plomo en la solución nutriente se incrementaba 10 veces, la concentración en la raíz triplicaba su contenido inicial.

Las experiencias hidropónicas de Fábián et al. (1987) permitieron comprobar la incidencia de la exposición a diversas concentraciones de plomo en la reducción del crecimiento de semillas del género Triticum previamente germinadas, determinándose que una concentración de plomo igual a 105 mg/l provocaba una significativa reducción del crecimiento de la raíz.




Basándose en que las plantas que crecen en suelos con elevada concentración de sustancias tóxicas son a menudo incapaces de utilizar el agua porque sus raíces resultan cortas, extendiéndose solamente en la superficie, Karataglis et al. (1988) estudiaron el efecto de varios metales pesados en experiencias hidropónicas con plántulas de Triticum aestivum (trigo), observando la incidencia del plomo en la disminución de las longitudes del tallo y de la raíz.

Sillanpää et al. (1988) estudiaron el contenido de plomo de diferentes especies de plantas

que crecían una al lado de la otra, observando que la concentración promedio menor correspondía al tubérculo de papa, aumentando progresivamente para granos de trigo, granos de cebada, raíces de remolacha y raíces de zanahoria. Para una misma concentración de exposición, el orden en acumulación de plomo en materia seca resultó: 1) ray-grass (ensilaje), 2) nabo (partes aéreas), 3) remolacha (partes aéreas), 4) arveja (tallo) , 5) trébol (fresco) , 6) trigo (paja), 7) trébol (heno seco), 8) nabo (tallo), 9) avena (tallo) , 10) cebada (tallo), 11) trigo (tallo), 12) nabo (semilla), 13) zanahoria (raíz), 14) cebolla (bulbo), 15) nabo (raíz), 16) arveja (semilla), 17) cebada (grano), 18) avena (grano), 19) remolacha (raíz), 20) trigo (grano), 21) tubérculo de papa.

Kulich y Lahucky (1987) estudiaron la manifestación de la fitotoxicidad de metales pesados a diferentes niveles de fertilización de suelos, observando que el rendimiento de Avena sativa no se veía afectado, independientemente de la fertilización, hasta una concentración de plomo en el suelo igual a 1 g/kg base seca.

Kulich y Puskas (1988) evaluaron la exposición a diferentes sales de plomo y su efecto sobre la reducción de la cosecha y la acumulación en Triticum aestivum, Lolium perenne, Avena sativa y Hordeum vulgare, no observando en ningún caso efectos fitotóxicos hasta una concentración de plomo en el suelo igual a 1 g/kg base seca, administrado como cloruro, sulfato, acetato o nitrato de plomo.

Godbold y Kettner (1991), en sus experiencias con plántulas de Picea abies (abeto)

desarrolladas en soluciones que contenían plomo, observaron que esta exposición reducía el crecimiento de las raíces y que la acumulación de plomo en éstas dependía fuertemente del pH y resultaba 100 - 300 veces mayor que en las acículas.

La inhibición del crecimiento de la raíz por acción del plomo fue observada por Wózny y

Jerczynska (1991) en sus experiencias con Phaseolus vulgaris en soluciones nutrientes, registrándose que ya a una concentración de plomo igual a 0,1 mg/l se producía una reducción del 15% en el crecimiento de la raíz principal, conjuntamente con reducción de crecimiento de las raíces laterales.

Liu et al. (1994) estudiaron el efecto del plomo sobre el crecimiento de la raíz de bulbos de Allium cepa (cebolla) mediante ensayos hidropónicos con soluciones de nitrato de plomo de concentraciones diversas, observando desde disminución de la tasa diaria de crecimiento hasta inhibición total del crecimiento a las concentraciones más altas. En cuanto a los efectos microscópicos, advirtieron la afectación de la morfología cromosomal de las células.

El efecto del pH sobre la acumulación de plomo en Raphanus sativus y Spinacia oleracea

(espinaca) fue estudiado por Gaweda y Capecka (1995), quienes observaron una inhibición significativa en la asimilación de plomo ante un incremento del pH desde 5,1 a 6,2 unidades.




En otro estudio, Gaweda (1995) observó que podría limitarse la asimilación del plomo por los cultivos encalando, agregando azufre y fósforo y elevando el tenor de materia orgánica.

Experiencias realizadas por Titov et al. (1996) indicaron que una concentración de plomo

igual a 2 mg/l provocaba una ligera reducción en el crecimiento de las raíces de maíz y cebada, una concentración igual a 20 mg/l causaba una reducción severa y ante una concentración igual a 200 mg/l cesaba el crecimiento. Sin embargo, los tallos de ambas especies resultaban más resistentes y aun a una concentración igual a 2 g/l el crecimiento no era suprimido.

Kastori et al. (1997) observaron disminución de masa seca de las partes superiores y de las raíces de Beta vulgaris (remolacha azucarera) ante concentraciones crecientes de plomo en soluciones nutrientes, siendo la disminución más pronunciada en las partes superiores y la acumulación más elevada en raíces.

Kádar et al. (1998), en experiencias de campo de larga duración, observaron que

concentraciones de plomo en el suelo comprendidas entre 30 y 810 kg/ha no afectaban el rendimiento de la cosecha de maíz, con una acumulación significativa de plomo en raíces, pero sin evidencia de movimiento hacia las partes superiores de la planta.

Sobotik et al. (1998) estudiaron el rol de barrera desempeñado por las raíces de las plantas

expuestas a plomo sometiendo plántulas de Hordeum vulgare y Zea mays a soluciones de nitrato de plomo de diferente concentración. Se verificaron diferentes grados de inhibición de crecimiento de las raíces, comprobándose que, para una misma concentración, las de Hordeum vulgare absorbían mucho más plomo que las de Zea mays, resultando mayor el grado de inhibición para la primera. Debido a la barrera radicular, se apreció que el retardo en el crecimiento del tallo comienza a concentraciones mayores que para la raíz.

Estudios en cultivos hidropónicos indicaron que altas concentraciones de plomo disminuían la masa seca de las partes superiores y raíz, el área de hoja, la humedad y la intensidad de transpiración de plantas de remolacha, aumentando significativamente la relación masa de partes sobre suelo/masa de raíz. La mayor acumulación se observó en las raíces, constituyendo éste un mecanismo de protección de las partes superiores de la planta que crece en suelos contaminadas (Petrovic et al., 1998).

Kastori et al. (1998), trabajando en medios hidropónicos, observaron que el contenido de

plomo en Heliantus annus (girasol) aumentaba con la concentración de exposición, en mayor grado en raíces que en tallos y hojas, y que el área de hoja, la masa seca y la altura disminuían considerablemente, confirmando observaciones previamente efectuadas por Petrovic (1996).

Wierzbicka (1999) estudió el efecto del plomo en Allium cepa y otras especies vegetales,

evaluando la tolerancia constitucional o inherente, basada en sistemas no específicos de desintoxicación del metal, y la tolerancia inducida, que surge como respuesta al estrés causado por un medio altamente contaminado determinando la adaptación de la especie al mismo. Los índices de tolerancia constitucional más elevados correspondieron a Hordeum vulgare y Zea mays; las especies más susceptibles al plomo fueron Brassica napus (colza), Soja hispida (soja) y Phaseolus vulgaris; las especies de tolerancia intermedia fueron Allium cepa, Triticum vulgare (trigo), Pisum sativum (arveja), Cucumis sativus (pepino), Lupinus




luteus (lupino amarillo), Raphanus sativus y Secale cereale (centeno, grano). Por otra parte, se determinó una correlación buena entre los pesos seco y fresco del tallo con los índices antedichos en aquellas especies en que el crecimiento de la raíz fue inhibido seriamente sin registrarse variación significativa del peso del tallo, indicando ello que el plomo no provocaría efectos en las partes superiores de la planta. En todas las especies estudiadas, más del 90% del plomo asimilado permaneció en las raíces, reteniéndose sólo entre el 2% y el 4% en el tallo; en Allium cepa, desarrollada a partir de bulbos, sólo un 54% permaneció en la raíz, ubicándose el 46% restante en el bulbo y las hojas.

Liu y Jiang (1999) estudiaron el efecto de diferentes concentraciones de plomo sobre Brassica juncea (mostaza de la China) en un medio hidropónico, observando un 50% de reducción del crecimiento de la raíz , hipocotiles y tallo para una concentración igual a 414 mg/l.

Kevresan et al. (2001) estudiaron los efectos del níquel, del cadmio, del plomo y del

molibdeno sobre el contenido de nitrógeno y el metabolismo proteico de plántulas de Pisum sativum. A partir de mediciones en soluciones nutrientes hallaron que una concentración de plomo igual a 207 mg/l provocaba la disminución significativa de la materia seca de las partes superiores de las plantas sin afectar la masa seca de la raíz; sin embargo, la acumulación más elevada de plomo fue observada en la raíz. En plantas de Pisum sativum sembradas en soluciones cuya concentración de plomo era igual a 2 µg/l observaron una acumulación de plomo que llegó hasta 14 mg/kg tejido seco en las partes aéreas de la planta y 184 mg/kg tejido seco en la raíz.

Michalska y Asp (2001) estudiaron la respuesta de plántulas de tres variedades de Lactuca sativa en soluciones nutrientes conteniendo plomo o cadmio durante tres semanas, observando que el peso de hojas frescas y raíces no se veía afectado en concentraciones que llegaron hasta 0,104 mg/l, siendo la acumulación de plomo en raíces mucho mayor que en hojas.

De acuerdo a la información fitotoxicológica disponible para plomo, la derivación de

niveles guía de calidad de agua para riego se asienta en el procedimiento establecido para datos basados en concentraciones en el suelo, resultando tales datos suficientes para el cálculo de la concentración máxima aceptable de plomo en el agua de riego con carácter interino.

V.2) Cálculo de la concentración máxima aceptable de plomo en el agua de riego

En la tabla V.1 se exponen valores de la menor concentración de plomo en el suelo para la cual se registran efectos fitotóxicos (LOEC) y de la concentración de plomo en el suelo para la cual no se observan efectos fitotóxicos (NOEC) correspondientes a especies de producción vegetal. Estos valores están así reportados en los trabajos referenciados en la tabla antedicha o resultan de elaboraciones sobre tales trabajos.




TABLA V.1 – FITOTOXICIDAD DEL PLOMO SOBRE ESPECIES DE PRODUCCION VEGETAL

ESPECIE LOEC

[mg /kg suelo] NOEC

[mg /kg suelo] EFECTO REFERENCIA

Zea mays SD 2645 (1) Disminución de rendimiento de granos

Baumhardt and Welch, 1972

Avena sativa SD 826 (1) Reducción del rendimiento de la cosecha

Kulich and Lahucky, 1988

Hordeum vulgare SD 2231 (1) Reducción de masa seca Keaton, 1937 Raphanus sativa SD 826 (1) Reducción de masa seca de tallos Khan and Frankland,

1983 Medicago sativa SD 207 (1) Reducción de la cosecha Taylor and Allinson,

1981 Lycopersicum esculentum

248 (1) 124 (1) Reducción del rendimiento de materia seca de la planta

Khan and Khan, 1983

Solanum melongena

124 (1) 62 (1) Reducción del rendimiento de materia seca de la planta

Khan and Khan, 1983

Triticum aestivum SD 826 (1) Reducción de la cosecha Kulich and Puskas, 1988 Lolium perenne SD 826 (1) Reducción de la cosecha Kulich and Puskas, 1988

Notas: SD: Sin dato (1): Ajustado a contenido de humedad a capacidad de campo de acuerdo a lo establecido metodológicamente

Calculando la concentración máxima aceptable de plomo en el suelo para cada especie

considerada (ASCi) según:

ASCi = (LOECi * NOECi)1/2 / FI siendo FI el factor de incertidumbre, para el cual se toma el valor 10, de acuerdo a las pautas metodológicas establecidas, y calculando luego la concentración máxima aceptable de plomo en el agua de riego para cada especie (SMATCi) según:

SMATCi = ASCi * ds * Vs / Tr donde: SMATCi: [µg/l] ASCi: [mg/kg suelo] ds: densidad bruta del suelo [kg suelo/m3 suelo] Vs: volumen de suelo [m3/ha] Tr: tasa de riego efectiva anual [m3/ha] siendo:

Vs = h [m] * 104 [m2/ha] donde: h: profundidad estimada de avance de la sustancia [m] y asumiéndose, para efectuar el cálculo, ds = 1300 kg/m3, h = 0,1 m y los siguientes escenarios relativos a tasas de riego efectivas anuales: Tr = 3500 m3/ha (contempla




situaciones de riego hasta dicha tasa), Tr = 7000 m3/ha (contempla situaciones de riego con 3500 m3/ha < Tr ≤ 7000 m3/ha), Tr = 12000 m3/ha (contempla situaciones de riego con 7000 m3/ha < Tr ≤ 12000 m3/ha), se determinan las concentraciones máximas aceptables para plomo en agua de riego que se exponen en la Tabla V.2. La profundidad de avance seleccionada se basa en estudios del comportamiento de plomo aplicado a suelos de uso agrícola a través de residuos (Davis et al., 1988).

TABLA V.2 - CONCENTRACIONES MAXIMAS ACEPTABLES DE PLOMO

ESPECIE LOEC [mg/kg suelo]

NOEC [mg/kg suelo]

ASC [mg/kg suelo]

Tasa de riego [m3/ha]

SMATC [mg/l]

Zea mays SD 2645 529 (1) 3500 7000

12000

196 98 57

Avena sativa SD 826 165 (1) 3500 61 7000 31 12000 18 Hordeum vulgare SD 2231 446 (1) 3500 166 7000 83 12000 48 Raphanus sativus SD 826 165 (1) 3500 61 7000 31 12000 18 Medicago sativa SD 207 41 (1) 3500 15 7000 7,6 12000 4,4 Lycopersicum esculentum 248 124 17 3500 6,3 7000 3,2 12000 1,8 Solanum melongena 124 62 8,8 3500 3,3 7000 1,6 12000 0,95 Triticum aestivum SD 826 165 (1) 3500 61 7000 31 12000 18 Lolium perenne SD 1000 165 (1) 3500 61 7000 31 12000 18 Notas: SD: Sin dato (1): Calculado según ASC=NOEC/5, de acuerdo a lo establecido metodológicamente

Las concentraciones máximas aceptables para plomo en agua de riego quedan definidas

por las menores calculadas para los tres escenarios de riego considerados: 3,3 mg/l, para Tr = 3500 m3/ha, 1,6 mg /l, para Tr = 7000 m3/ha, y 0,95 mg/l, para Tr = 12000 m3/ha, que corresponden a Solanum Melongena.




V.3) Especificación de niveles guía para plomo en agua de riego

Se especifican los siguientes niveles guía para plomo correspondientes a agua de riego (NGAR), referidos a la muestra de agua sin filtrar, para los escenarios de riego antedichos:

NGAR1 (Plomo) ≤ 3,3 mg/l (para Tr = 3500 m3/ha)



V.4) Consideración de riesgos asociados al agua de riego para el suelo y el acuífero freático

Los niveles guía especificados son de aplicación en la medida en que sean tenidas en cuenta las consideraciones detalladas en la metodología respecto a riesgos asociados al agua de riego para el suelo y el acuífero freático.



Niveles Guía Nacionales de Calidad de Agua Ambiente Plomo VI.1

VI) NIVELES GUIA DE CALIDAD DE AGUA AMBIENTE PARA BEBIDA DE ESPECIES DE PRODUCCIÓN ANIMAL CORRESPONDIENTES A PLOMO VI.1) Introducción

La problemática de la intoxicación accidental de animales con plomo ha sido reportada por diversos trabajos, varios de ellos relacionados con la exposición a aquél en áreas contaminadas por la minería y la industria del plomo.

Hammond y Aronson (1964), como resultado de su evaluación de casos de envenamiento

de ejemplares de ganado vacuno y equino en la proximidad de una fundición de plomo, estimaron los valores asumibles como mínimas dosis orales acumulativas fatales de plomo para las especies mencionadas, denotándose la mayor sensibilidad de los equinos.

Por su parte, Osweiler y Ruhr (1978), como producto de sus evaluaciones relacionadas con

el envenenamiento accidental de bovinos con plomo, también efectuaron estimaciones de umbrales de toxicidad por exposición crónica oral.

Las evaluaciones de Palacios et al. (2002), relacionadas con situaciones de

envenenamiento de caballos en las proximidades de una planta de reciclado de baterías, constataron que el tenor de plomo al cual habían estado expuestos oralmente los ejemplares afectados era superior a la dosis mínima calculada por Hammond y Aronson (1964).

La evaluación de la acción tóxica del plomo por vía de la exposición oral de los animales,

que se manifiesta en la afectación de los sistemas nervioso, gastrointestinal y hematopoyético, ha sido abordada por una diversidad de estudios experimentales, algunos de ellos referidos en particular a especies de producción animal.

James et al. (1966), en su estudio sobre efectos de dosis orales subletales de sustancias

minerales sobre ovejas preñadas, pudo observar la respuesta de éstas en cuanto a desarrollo fetal y parición ante la exposición al plomo.

Un estudio realizado por Lynch et al. (1976) sobre novillos de la raza vacuna Holstein,

destinado a observar la respuesta fisiológica de los mismos a la exposición oral a diversas dosis de plomo, permitió evaluar la incidencia de tal exposición sobre la disminución de las tasas de crecimiento y de ingesta alimentaria. Otro estudio similar también permitió evaluar tal incidencia en ejemplares macho de la misma raza de 1 semana de vida (Lynch, Jackson et al., 1976).

Existen varias referencias sobre la tolerancia a la exposición oral al plomo por parte de las

gallinas. En tal sentido, Damron et al. (1969) han reportado para gallinas una tolerancia bastante mayor que la de los mamíferos; no obstante, Bakalli et al. (1995) han informado tolerancias inferiores a las señaladas por los investigadores antedichos. Sinovec et al. (1999) evaluaron la respuesta de gallinas a diversos grados de exposición al plomo en la dieta, realizando observaciones sobre tasa de crecimiento y masa corporal.

La información toxicológica disponible para plomo resulta suficiente para la derivación

con carácter pleno de niveles guía de calidad de agua ambiente para bebida de especies




mamíferas de producción animal pero no para especies aviarias. De tal manera, para los escenarios de producción animal aviaria y mixta los niveles guía de calidad de agua de bebida se derivan con carácter interino.

VI.2) Cálculo de ingestas diarias tolerables de plomo y concentraciones tolerables en el agua de bebida para especies de producción animal conformada por especies mamíferas

En la Tabla VI.1 se exponen valores para plomo correspondientes al nivel de exposición para el cual no se observa efecto adverso alguno (NOAEL) y al menor nivel de exposición para el cual se observan efectos adversos (LOAEL) para especies mamíferas de producción animal. Tales valores resultan de elaboraciones sobre los trabajos referenciados en la tabla antedicha.

TABLA VI.1 – VALORES DE TOXICIDAD CRONICA ORAL SOBRE MAMIFEROS

CONCERNIENTES AL PLOMO

ANIMAL LOAEL [mg/kg masa corporal*d]

NOAEL [mg/kg masa corporal*d]

EFECTO REFERENCIA

OVINOS Sin dato 3,186 Alteración del desarrollo fetal y de la parición

James et al., 1966

BOVINOS 5,98 2,99 Disminución del crecimiento

Lynch et al., 1976

EQUINOS 2 (1) 0,36 (2) Letalidad por acumulación

Hammond and Aronson, 1964

Notas: (1): Este valor corresponde a la mínima dosis acumulativa fatal estimada por Hammond y Aronson (1964). La razón de su utilización para el cálculo radica en el hecho de ser menor a los valores de toxicidad registrados para las otras especies en relación con efectos sobre el crecimiento (2): Calculado según LOAEL/5,6, de acuerdo a lo establecido metodológicamente

Utilizando los valores de NOAEL y LOAEL correspondientes a cada especie (NOAELi y LOAELi ) se calcula la ingesta diaria tolerable para la misma mediante la expresión siguiente:

IDTi = (LOAELi * NOAELi)1/2/FI

donde: IDTi: ingesta diaria tolerable para la especie i [mg/(kg masa corporal * d)] FI: factor de incertidumbre exponiéndose las ingestas diarias tolerables resultantes en la Tabla VI.2.

Sobre la base de las ingestas antedichas se calculan las concentraciones máximas tolerables de plomo en el agua de bebida para las especies consideradas según la siguiente expresión:




ci = IDTi * MCi * Fi/Ci

donde: ci: concentración máxima tolerable en el agua de bebida para la especie i MCi: masa corporal de la especie i Fi: factor de asignación de la IDT al agua de bebida para la especie i Ci: ingesta diaria de agua por individuo para la especie i

Considerando para el cálculo la relación MC/C más crítica para cada animal, tomando para ello como referencia los rangos genéricos de masas corporales e ingestas diarias de agua asumidos en la metodología elaborada, y adoptando el valor 0,2 para F, resultan las concentraciones máximas tolerables de plomo en el agua de bebida que se presentan en la Tabla VI.2.

TABLA VI.2 – PLOMO: INGESTAS DIARIAS TOLERABLES Y CONCENTRACIONES MAXIMAS TOLERABLES EN EL AGUA DE BEBIDA PARA MAMIFEROS

ANIMAL IDT

[mg/(kg masa corporal * d)] c

[mg/l] OVINOS 0,3186 (1) 0,510 (4)

BOVINOS 0,2114 (2) 0,266 (5) EQUINOS 0,0339 (3) 0,068 (6)

Notas: (1): Calculada según IDT = NOAEL/FI, de acuerdo a lo especificado metodológicamente cuando no se dispone del LOAEL. Para FI se toma el valor 10 en razón de que la exposición al plomo que sustenta el NOAEL se verificó durante la mitad de la gestación (2): Calculada con un FI = 20 (este valor se utiliza en razón de la limitada duración de la exposición al plomo que sustenta al NOAEL y al LOAEL) (3): Calculada con un FI = 25 (este valor se utiliza en razón de la incerteza existente en la estimación del LOAEL) (4): Calculada para MC/C = 8 kg/(l/d) (5): Calculada para MC/C = 6,3 kg/(l/d) (6): Calculada para MC/C = 10 kg/(l/d)

Los cálculos efectuados indican el valor 0,068 mg/l como la concentración máxima tolerable de plomo en el agua de bebida correspondiente al mamífero de producción animal más sensible (cmamífero de producción animal más sensible). VI.3) Cálculo de ingestas diarias tolerables de plomo y concentraciones tolerables en el agua de bebida para especies de producción animal conformada por especies aviarias

En la Tabla VI.3 se exponen valores de LOAEL Y NOAEL para gallinas. Tales valores resultan de elaboraciones sobre el trabajo referenciado en la tabla antedicha.




TABLA VI.3 – VALORES DE TOXICIDAD CRONICA ORAL SOBRE AVES

CONCERNIENTES AL PLOMO

ANIMAL LOAEL [mg/(kg masa corporal * d)]

NOAEL [mg/(kg masa corporal * d)]

REFERENCIA

GALLINAS 11,83 (1) 1,12 (1) Sinovec et al., 1999 Nota: (1): Valor que resulta de la ponderación de las dosis de exposición durante las dos fases del estudio, calculadas sobre la base de la ingesta alimentaria y de la masa corporal media correspondientes a cada fase

Utilizando los valores antedichos se calculan la ingesta diaria tolerable (IDT) y la

concentración máxima tolerable en el agua de bebida (c) mediante las expresiones de cálculo ya presentadas, exponiéndose los resultados en la Tabla VI.4.

TABLA VI.4 – PLOMO: INGESTAS DIARIAS TOLERABLES Y CONCENTRACIONES

MAXIMAS TOLERABLES EN EL AGUA DE BEBIDA PARA AVES

ANIMAL IDT [mg/(kg masa corporal * d)]

c [mg/l]

GALLINAS 0,1456 (1) 0,11 (2) Nota: (1): Calculada aplicando FI = 25 en razón de la limitada duración de la exposición (2): Calculada para MC/C = 3,8 kg/(l/d) como relación MC/C más crítica y F = 0,2

De tal manera, la concentración máxima tolerable de plomo en el agua de bebida para aves

resulta determinada por el valor correspondiente a gallinas, 0,11 mg/l. VI.4) Establecimiento de niveles guía de calidad de agua ambiente para bebida de especies de producción animal

De acuerdo a los escenarios potenciales de producción animal previstos

metodológicamente, se especifican los niveles guía de calidad de agua ambiente para bebida de especies de producción animal (NGABPA) que se detallan a continuación.

VI.4.1) Producción animal conformada por mamíferos:

Se especifica el siguiente nivel guía de calidad de agua ambiente para bebida de especies de producción animal correspondiente a plomo, referido a la muestra de agua sin filtrar:

NGABPA (Plomo) ≤ 0,068 mg/l

VI.4.2) Producción animal conformada por aves:

En razón de las limitaciones de información toxicológica para aves ya mencionadas, se especifica con carácter interino el siguiente nivel guía de calidad de agua ambiente para bebida de especies de producción animal correspondiente a plomo, referido a la muestra de agua sin filtrar:





VI.4.3) Producción animal conformada por mamíferos y aves:

En razón de las limitaciones antedichas, se especifica con carácter interino el siguiente nivel guía de calidad de agua ambiente para bebida de especies de producción animal correspondiente a plomo, referido a la muestra de agua sin filtrar:




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

VIII) CONTRASTACION DE LOS NIVELES GUIA DE CALIDAD DE AGUA AMBIENTE CORRESPONDIENTES A PLOMO VIII.1) Contrastación del nivel guía de calidad de agua ambiente para protección de la biota acuática (NGPBA) VIII.1.1) Contrastación del nivel guía de calidad de agua ambiente para la protección de la biota acuática aplicable a agua dulce

La base de contrastación del NGPBA correspondiente a plomo está constituida por los límites máximos para el mismo en tejido de peces y de moluscos 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). Los valores límite antedichos son iguales a 200 µg/kg tejido fresco y 1000 µg/kg tejido fresco, respectivamente (SENASA, 2005).

Para realizar la contrastación inherente a peces se aplica un factor de bioconcentración

(BCF) igual a 42 l/kg, determinado para el cuerpo entero de Salvenilus fontinalis en un estudio de 140 días de duración (Holcombe et al., 1976). La selección de este factor resulta de la evaluación de la información básica disponible. Multiplicando el valor máximo expresado por el NGPBA correspondiente a plomo (1,59 µg/l) por el BCF seleccionado para peces (42 l/kg), se obtiene una concentración de acumulación a comparar (CAC) para este grupo igual a 67,2 µg/kg tejido, que resulta menor que el límite máximo correspondiente antes mencionado (200 µg/kg tejido fresco) .

Si bien no se dispone de factores de bioconcentración para moluscos comestibles, la

multiplicación del factor 1700 l/kg, determinado por Borgmann et al. (1978) en un estudio de 120 días de duración para el cuerpo entero de un molusco no comestible (Lymnaea palustris), por el valor máximo expresado por el NGPBA correspondiente a plomo daría lugar a una concentración de acumulación a comparar (CAC) para dicho grupo igual a 2720 µg/kg tejido. Dado que CAC resulta superior al límite máximo correspondiente mencionado con anterioridad (1000 µg/kg tejido fresco), se establece para plomo el siguiente nivel guía de calidad de agua ambiente para protección de la biota acuática de aplicación efectiva (NGPBAe), referido a la muestra de agua filtrada:

NGPBAe (Plomo) � 0,6 µg/l

El valor 0,6 µg/l resulta de dividir el límite sanitario considerado como base de contrastación (1000 µg/kg tejido fresco) por el BCF seleccionado (1700 l/kg).

VIII.1.2) Contrastación del nivel guía de calidad de agua ambiente para protección de la biota acuática aplicable a agua marina

La base de contrastación del NGPBA correspondiente a plomo es la misma que se usó para agua dulce: 200 µg/kg tejido fresco y 1000 µg/kg tejido fresco, para peces y moluscos, respectivamente (SENASA, 2005).




Para realizar la contrastación inherente a peces se aplica un BCF igual a 5 l/kg, determinado para el hígado de Platichthys stellatus en un estudio de 15 días de duración (Varanasi, 1978). La selección de este factor resulta de la evaluación de la información básica disponible. Multiplicando el valor máximo expresado por el NGPBA correspondiente a plomo (19,5 µg/l) por el BCF seleccionado para peces (5 l/kg) se obtiene una concentración de acumulación a comparar (CAC) para este grupo igual a 98 µg/kg tejido, que resulta menor que el límite máximo correspondiente antes mencionado (200 µg/kg tejido fresco).

Para realizar la contrastación inherente a moluscos se aplica un BCF igual a 2570 l/kg, determinado para el mejillón Mytilus edulis en un estudio de 130 días de duración (Schulz-Baldes, 1972). Multiplicando el valor máximo expresado por el NGPBA correspondiente a plomo (19,5 µg/l) por el BCF seleccionado para moluscos (2570 l/kg), se obtiene una concentración de acumulación a comparar (CAC) para este grupo igual a 50000 µg/kg tejido, que resulta superior al límite máximo correspondiente mencionado con anterioridad (1000 µg/kg tejido fresco).

Dado que la CAC correspondiente a moluscos es mayor que la base de contrastación, el NGPBA establecido para plomo es incompatible con la restricción sanitaria inherente a ingesta humana. De tal manera, se establece el siguiente nivel guía de calidad de agua ambiente para protección de la biota acuática de aplicación efectiva (NGPBAe) para plomo, referido a la muestra de agua filtrada:

NGPBAe (Plomo) � 0,39 µg/l

El valor 0,39 µg/l surge de dividir la concentración límite para plomo en moluscos (1000

µg/kg) por el BCF seleccionado (2570 l/kg). VIII.2) Contrastación de los niveles guía nacionales de calidad de agua ambiente para riego

Existe abundante información sobre acumulación de plomo en especies de producción vegetal relacionada con la concentración de aquél en el suelo.

Estudios realizados por Ter Haar et al. (1969) sobre materia vegetal seca de Lolium

perenne y Raphanus sativus determinaron un contenido promedio de plomo igual a 2,4 mg/kg en hojas e hipocotiles de plantas que crecieron en un suelo con un contenido de plomo igual a 26,8 mg/kg base seca. En un estudio posterior, Ter Haar (1970) estudió la presencia de plomo en distintos cultivos, incorporado a través del suelo y del aire. Las partes comestibles de cultivos sembrados en suelos con un contenido de plomo igual a 17 mg/kg base seca y en presencia de aire filtrado, acumularon plomo en las siguientes concentraciones expresadas sobre base seca: 1,1 mg/kg en la cabeza de repollo, 3,2 mg/kg en hojas de lechuga, 0,72 mg/kg en el fruto del tomate, 1,2 mg/kg en porotos, 0,27 mg/kg en la mazorca del maíz, 2,1 mg/kg en zanahoria, 0,33 mg/kg en papa y 0,16 mg/kg en trigo.

En un estudio realizado por John y Van Laerhoven (1972) se observó que una concentración de plomo en el suelo igual a 1000 mg/kg provocaba una reducción significativa




del rendimiento de Lactuca sativa pero no afectaba el rendimiento de Avena sativa, registrándose las acumulaciones de plomo que se exhiben en la Tabla VIII.1.

TABLA VIII.1 – ACUMULACION DE PLOMO EN LACTUCA SATIVA Y AVENA SATIVA

Concentración de plomo en tejido vegetal [mg /kg base seca]

Concentración de plomo en suelo [mg/kg]

Lactuca sativa (hojas)

Avena sativa (parte superior)

Avena sativa (raíces)

1000 140,6 35,7 58,6

Khan y Khan (1983) evaluaron la acumulación de plomo en plantas de Lycopersicum

esculentum y de Solanum melongena, registrando las concentraciones que se exponen en la Tabla VIII.2.

TABLA VIII.2 – ACUMULACION DE PLOMO EN LYCOPERSICUM ESCULENTUM Y

SOLANUM MELONGENA

Concentración de plomo en suelo [mg/kg base seca]

0 75 150 300 600

Concentración de plomo en plántulas de Lycopersicum esculentum [mg/kg base seca]

8 10 11 20 35

Concentración de plomo en plántulas de Solanum melongena [mg/kg base seca]

14 20 60 120 150

Crews y Davies (1985) realizaron experimentos con seis variedades de Lactuca sativa sembradas en suelos contaminados con plomo a fin de evaluar la acumulación del mismo. Considerando en cada experiencia la variedad de mayor acumulación, registraron las siguientes concentraciones de plomo en tejido seco: 7,5 µg/g, 2,5 µg/g, 10µ/g y 26 µg/g, correspondientes, respectivamente, a concentraciones de plomo en el suelo iguales a 301 mg/kg, 169 mg/kg, 754 mg/kg y 850 mg/kg, expresadas sobre base seca.

Gzyl (1990) estudió la acumulación de plomo y cadmio en especies vegetales en doce ciudades de una región contaminada de Polonia y concluyó que las raíces de perejil eran las de menor acumulación de plomo, dándose la mayor acumulación de éste en las hojas de apio según puede apreciarse en la Tabla VIII.3.

TABLA VIII.3 – ACUMULACION DE PLOMO EN DIVERSOS CULTIVOS

Concentración de plomo en tejido vegetal

[mg/kg base seca] Valores estadísticos de

concentración de plomo en suelo

[mg/kg base seca] Perejil (hojas)

Perejil (raíces)

Apio (hojas)

Apio (raíces)

Zanahoria (raíces)

Remolacha

(raíces) Valor mínimo 16,8 1,3 1,0 3,5 1,0 1,0 1,0 Valor máximo 1640,8 49,5 9,6 47,3 10,6 9,4 16,1 Valor medio 221,4 7,9 2,7 9,5 3,2 2,7 2,6




De las observaciones realizadas sobre acumulación de plomo a partir de suelos de zonas industrializadas de Bulgaria, Stefanov et al. (1995) indicaron que las semillas de plantas de Arachis hypogaea (mani) y Zea mays que crecían en suelos con concentraciones de plomo igual a 3500 mg/kg acumulaban el mismo en tenores iguales a 4,5 y 9,6 mg/kg base seca, respectivamente.

Chlopecka et al. (1997) evaluaron la acumulación de plomo en plantas de maíz y cebada

sembradas en suelos enriquecidos con polvos de emisión gaseosa contaminados con plomo. Los resultados de las evaluaciones en maíz, que fue cosechado cuando alcanzó la madurez, analizándose por separado raíces, hojas antiguas, hojas jóvenes, tallos y granos, y cebada, que fue cosechada luego de tres meses, analizándose las partes superiores, se exhiben en la Tabla VIII.4.

TABLA VIII.4 – ACUMULACION DE PLOMO EN MAIZ Y CEBADA

Concentración de plomo en tejido vegetal

[mg/kg base seca] Maíz Cebada

Concentración de plomo en suelo

[mg/kg base seca]

Raíces Hojas antiguas Hojas jóvenes Tallo Grano Partes superiores

20 3,8 1,1 0,85 0,45 0,22 1,80 60,5 11,7 3,4 1,7 1,6 0,80 2,87 90,7 19,8 3,7 2,1 2,1 1,1 4,42 120 28,2 4,9 2,4 2,8 1,3 3,98 200 33,9 5,9 3,2 3,3 1,6 5,12 415 90 12,4 6,2 4 1,7 10,3

Poniedzialek et al. (1999) evaluaron la acumulación de diferentes metales en Lactuca sativa, excediendo los valores registrados para plomo, 25,6 y 9,1 mg/kg base seca, correspondientes a concentraciones de plomo en el suelo iguales a 10 y 5,4 mg/kg suelo base seca, respectivamente, los límites permitidos por la legislación polaca.

Bujnovsky (1999), en sus experiencias destinadas a evaluar la influencia de la humedad y de la alcalinización con cal sobre la asimilación de cadmio, zinc y plomo por el maíz y el nabo, encontró que a las mismas concentraciones de plomo en suelos, la acumulación de aquél en materia seca superficial fue mayor para nabo que para maíz. A concentraciones de plomo en el suelo cercanas a 280 mg/kg se observaron acumulaciones iguales a 0,70 mg/kg base seca en maíz y a 1,5 mg/kg base seca en nabo; a una concentración igual a 1200 mg/kg la acumulación se ubicó en los rangos 1,35-4,2 mg/kg base seca y 6,8-23,5 mg/kg base seca para maíz y nabo, respectivamente.

Zupan et al.(Comunicación personal) estudiaron la acumulación de plomo y otros metales

en diversos cultivos, identificando entre las porciones de mayor acumulación a las partes verdes comestibles (endibia, espinaca y lechuga) y a las raíces (zanahoria, remolacha, rábano), según se expone en la Tabla VIII.5.




TABLA VIII.5 – ACUMULACIÓN DE PLOMO EN DIVERSOS CULTIVOS

Concentración de plomo en el suelo [mg/kg]

50,5 75,5 242 Especie Parte de la planta Concentración de plomo en tejido vegetal

[mg/kg base seca] Forraje ensilado 1,32 2,49 5,24 Zea mays

Mazorca < 0,33 < 0,33 < 0,33 Paja 0,71 2,73 4,55 Triticum aestivum

Grano < 0,33 < 0,33 < 0,33

Vaina 0,50 1,40 Phaseolus vulgaris

Semilla < 0,33 < 0,33

Especie Parte de la planta Concentración de plomo en el suelo [mg/kg]

Pisum sativum Semilla < 0,33 < 0,33 0,35 Brassica olearacea (repollo) Cabeza < 0,33 0,46 0,51

Daucus carota Raíz < 0,33 0,46 1,49 Beta vulgaris Raíz 0,54 < 0,33 0,48

Raphanus sativus Raíz 0,71 1,45 2,76 Solanum tuberosum Tubérculo 0,77 0,64 0,76

Cichorium endiviae (endibia) Hojas 1,43 2,39 4,97 Lactuca sativa Hojas 1,20 0,76 1,25

Spinacea oleracea Hojas 0,76 3,12 8,80 Lycopersicum esculentum Fruto < 0,33 < 0,33 0,67

Finalmente, cabe decir que numerosas experiencias relativas a la acumulación de plomo en

vegetales realizadas en soluciones hidropónicas indican que tal acumulación se verifica mayormente en las raíces de las plantas (Michalska and Asp, 2001; Rasmussen and Henry, 1963; Kevresan et al., 2001; Kacabova and Natr, 1986; Dao Thi Phuong et al., 1995; Wierzbicka, 1999; Jiang et al., 2000; Petrovic et al., 1996; Petrovic et al., 1998; Sobotik et al., 1998; Stiborová et al., 1987; Kastori et al., 1998; Jones and Clement, 1972).

Asumiendo como base de contrastación el residuo máximo para plomo en alimentos en general fijado por las reglamentaciones nacionales, 2 mg Pb/kg fresco (Resolución MsyAS N° 184, 1995), y una humedad promedio de 95% para el tejido vegetal, los diversos datos experimentales expuestos precedentemente permiten inferir que para la concentración máxima de plomo aceptable en suelo asociada a los niveles guía de calidad de agua ambiente para riego establecidos para tal parámetro (8,8 mg/kg a capacidad de campo; 11 mg/kg base seca) no se produciría acumulación del mismo en tejido vegetal de consumo humano en tenores superiores al límite reglamentario. Esto indica que los niveles guía antedichos son compatibles con la restricción sanitaria inherente a ingesta humana. VIII.3) CONTRASTACIÓN DE LOS NIVELES GUÍA NACIONALES DE CALIDAD DE AGUA AMBIENTE PARA BEBIDA DE ESPECIES DE PRODUCCIÓN ANIMAL

Se asume como base de contrastación de los niveles guía antedichos los límites máximos

de plomo en músculo, hígado y leche cruda establecidos por el Servicio Nacional de Sanidad y Calidad Agroalimentaria (SENASA) en el Plan Nacional de Control de Residuos e Higiene de Alimentos (Plan Creha), a saber: 100 µg/kg, 1000 µg/Kg y 20 µg/l, respectivamente




(SENASA, 2005). Sobre tal base de contrastación, la información reportada respecto a acumulación de plomo en especies de producción animal permite efectuar las elaboraciones que se desarrollan a continuación.

El estudio de Dinius et al. (1973), que evaluó la respuesta de la especie bovina a distintos

niveles de exposición oral al plomo, determinó la acumulación de éste en tejido muscular y en hígado. De tal manera, para una dosis que podría ser estimada a partir de los datos experimentales como 0,280 mg/(kg masa corporal * d) se pudo comprobar que no se producía acumulación significativa de plomo en tejido muscular, mientras que en hígado la acumulación determinada llegaba a 600 µg/kg, valor inferior al límite que se toma como base de contrastación (1000 µg/Kg). La ingesta diaria tolerable de plomo que define la concentración máxima tolerable correspondiente a la especie mamífera más sensible, 0,0339 mg/(kg masa corporal * d), resulta marcadamente inferior a la dosis resultante de las observaciones de Dinius et al. antes mencionada. Ello indicaría que para bovinos la ingesta diaria tolerable antedicha, que fundamenta el establecimiento del nivel guía de calidad para plomo en agua de bebida para mamíferos, no produciría una acumulación superior a la observada como límite.

Los trabajos de Vreman et al. (1986) con ejemplares de ganado bovino lechero, que

tuvieron como objetivo evaluar la transferencia del plomo incorporado con la dieta alimentaria a la leche y varios tejidos, permitieron determinar acumulaciones para una ingesta diaria de 200 mg de plomo por parte de animales adultos en varias condiciones experimentales. Las concentraciones medias de plomo determinadas en las distintas condiciones en tejido muscular, hígado y leche cruda se situaron, respectivamente, en los siguientes rangos: 20 µg/Kg – 47 µg/Kg, 260 µg/Kg – 470 µg/Kg y 4 – 15 µg/l, estando tales concentraciones por debajo de los límites correspondientes tomados como base de contrastación (100 µg/kg, 1000 µg/Kg y 20 µg/l, respectivamente). Asumiendo una masa corporal media igual a 650 kg para los ejemplares bovinos, la ingesta diaria de plomo mencionada (200 mg) se traduciría en una dosis igual a 0,2857 mg/(kg masa corporal * d). La ingesta diaria tolerable de plomo que define la concentración máxima tolerable correspondiente a la especie mamífera más sensible, 0,0339 mg/(kg masa corporal * d), también resulta marcadamente inferior a la dosis estimada para las experiencias de Vreman et al., lo cual constataría que para bovinos la ingesta diaria tolerable antedicha, que fundamenta el establecimiento del nivel guía de calidad para plomo en agua de bebida para mamíferos, no produciría una acumulación superior a la tomada como límite.

Si bien las elaboraciones expuestas precedentemente conciernen únicamente a ganado

bovino, se estima que puede considerarse que el nivel guía de calidad de agua de bebida derivado para especies mamíferas es compatible con las restricciones sanitarias relativas a ingesta alimentaria humana. No puede concluirse en tal sentido en lo que hace a los niveles guía de calidad de agua de bebida para producción animal aviaria y producción animal mixta, dado que no se dispone de datos de acumulación suficientes referentes a aves. Ello acentúa el carácter interino con que fueron derivados tales niveles guía.



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

IX) TECNICAS ANALITICAS ASOCIADAS A LA DETERMINACION DE PLOMO En la Base de Datos “Técnicas Analíticas” pueden ser seleccionados métodos analíticos

validados para la determinación de plomo. Varios de ellos permiten evaluar la cumplimentación de los niveles guía nacionales de calidad de agua ambiente derivados para fuente de provisión de agua para consumo humano y para riego. En cambio, la evaluación de la cumplimentación de los niveles guía nacionales de calidad de agua ambiente especificados para protección de la biota acuática requiere la disponibilidad de un equipo Plasma de Acoplamiento Inductivo asociado a un detector de espectrometría de masa o de un equipo de Absorción Atómica/Horno de Grafito operante a temperatura estabilizada en un área limpia, disponibilidad sumamente restringida, en el primer caso, o no implementada, en el segundo, actualmente en el país. De tal manera, si no se pudiera lograr a corto plazo la disponibilidad analítica antes mencionada, se debería establecer el siguiente nivel guía de aplicación efectiva de calidad de agua ambiente para protección de la biota acuática (NGPBAe), aplicable tanto a agua dulce como a agua marina, referido a la muestra de agua filtrada: NGPBAe (Plomo): No detectable según límite de detección: 0,7 µg/l (Method 200.9. Determination of Trace Elements by Stabilized Temperature Graphite Furnace Atomic Absorption. U.S. EPA – NERL. 1994) 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 absorción atómica antes referida, manteniéndose los respectivos niveles guía calculados para protección de la biota acuática (≤ 0,13 µg/l, para agua dulce, y ≤ 0,39 µg/l, calculado para agua marina contemplando la restricción sanitaria asociada a ingesta alimentaria humana) como objetivos en función de factibilidades analíticas superiores.



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

X) REFERENCIAS Agua Superficial, 2000a. 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. Agua Superficial, 2000b. 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 y datos suministrados por el Ente Tripartito de Obras y Servicios Sanitarios correspondientes al período 1993-1995. Arias, G.S., L. Martinez-Tabche and I. Galar. 1991. Effects of Paraquat and Lead on Fish Oreochromis hornorum. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 46(2): 237-241. Atchison, G.J. et al. 1977. Trace metal contamination of bluegill (Lepomis macrochirus) from Indiana lakes. Trans. Am. Fish. Soc. 106: 637. En: U.S. Environmental Protection Agency. 1985. Ambient Water Quality Criteria for Lead-1984. EPA 440/5-84-027. Washington. DC 136 pp. Azar, A., H.J. Trochimowicz and M.E. Maxfield. 1973. Review of lead studies in animals carried out at Haskell Laboratory - Two year feeding study and response to hemorrhage study. In: Barth D. , A. Berlin, R. Engel, P. Recht and J. Smeets, Ed. Environmental health aspects of lead: Proceedings International Symposium; October 1972; Amsterdam, The Netherlands. Commission of the European Communities; Luxemberg. p. 199-208. En: U.S. EPA (U.S. Environmental Protection Agency). IRIS (Integrated Risk Information System). November 1993. 0277. Lead and compounds (inorganic). Bakalli, R. I., G. M. Pesti and W. L. Ragland. 1995. The magnitude of lead toxicity in broiler chickens. Vet. Human Toxicol., Vol. 37, N° 1, pp. 15-19. Baumhardt, G.R. and L.F. Welch. 1972. Lead uptake and corn growth with soil applied lead. J. Environ. Quality, Vol. 1, N° 1, 92-94. Berg, Marie H. 1970. Lead Absorption from soil into legumes. The Minnesota Academy of Science 36, 96. Berry, W.J. 1981. Results of acute toxicity tests conducted with lead at ERL, Narragansett . U.S. Environmental Protection Agency, Narragansett, RI : 2. 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. Betts, P. R., R. Astley & D.N. Raine. 1973. Lead intoxication in children in Birmingham. Brit. reed. J., 1: 402-406. En: IPCS (International Programme on Chemical Safety). 1977. Environmental Health Criteria 3. Lead. World Health Organization. Geneva. Biesinger, K.E. and G.M. Christensen. 1972. Effects of Various Metals on Survival, Growth, Reproduction, and Metabolism of Daphnia magna. J. Fish. Res. Board Can. 29(12): 1691-1700. Birge, W.J. 1978. Aquatic Toxicology of Trace Elements of Coal and Fly Ash In: J.H. Thorp and J.W. Gibbons (Eds.), Dep. Energy Symp. Ser., Energy and Environmental Stress in Aquatic Systems, Augusta, GA 48: 219-240. 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. 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. Borgmann, U. et al. 1978. Rates of mortality, growth and biomass production of Lymnaea palustris during chronic exposure to lead. Jour. Fish. Res. Board Can. 35: 1109. 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. Buhl, K.J. 1997. Relative Sensitivity of Three Endangered Fishes, Colorado Squawfish, Bonytail, and Razorback Sucker, to Selected Metal. Pollutants Ecotoxicol. Environ. Saf. 37: 186-192. En: AQUIRE (Aquatic toxicity Information Retrieval)




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

XI) HISTORIAL DEL DOCUMENTO Fecha de edición original diciembre 2001 Actualización diciembre

2002 Redefinición de la forma de expresión del nivel guía de sección III

Actualización diciembre 2003

Incorporación de Sección IX

Actualización julio 2004 Incorporación de Sección IV y de Sección VI Actualización de Sección VIII

Actualización diciembre 2005

Revisión de Secciones III y VIII

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