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República Argentina

Subsecretaria de Recursos Hídricos de la Nación

Niveles Guía Nacionales de Calidad de Agua Ambiente Niquel

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

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 níquel ............................................................................................

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

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

II.3 II.4.4) Fuente subterránea con tratamientos especiales ................................................... II.3 II.5) Categorización de las aguas superficiales y subterráneas en cuanto a 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 níquel (aplicable a 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.7 III.2.b.1) Cálculo de la pendiente combinada a utilizar en el ajuste de datos de

concentraciones tóxicas agudas (L) ..................................................................

III.7 III.2.b.2) Cálculo del Valor Agudo Final Ajustado (AFAV).............................................. III.9 III.2.c) Cálculo del Valor Crónico Final (FCV) en función de la dureza ......................... III.10 III.3) Establecimiento del nivel guía de calidad para níquel correspondiente a

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

III.11 IV) Nivel guía de calidad de agua ambiente para protección de la biota acuática

correspondiente a níquel (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 níquel correspondiente a

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

IV.5 V) Niveles guía de calidad de agua ambiente para riego correspondientes a níquel ... V.1 V.1) Introducción .............................................................................................................. V.1 V.2) Cálculo de la concentración máxima aceptable de níquel en el agua de riego ........ V.3 V.3) Especificación del nivel guía para níquel en agua de riego ..................................... V.5 V.4) Verificación de la ausencia de riesgos sobre el suelo y el acuífero freático

asociados al agua de riego ......................................................................................

V.5



Niveles Guía Nacionales de Calidad de Agua Ambiente Niquel

IX) Técnicas analíticas asociadas a la determinación de níquel .................................... IX.1 X) Referencias .................................................................................................................. X.1



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

I) ASPECTOS GENERALES

El níquel se encuentra en la corteza terrestre en distintas formas minerales, variando su concentración entre 1 mg/kg, en areniscas, y 2000 mg/kg, en rocas ígneas ultramáficas (NAS, 1975; Boyle, 1981).

La ocurrencia de níquel en los ecosistemas acuáticos resulta de la meteorización de rocas y suelos y de aportes de origen antrópico. En el Cuadro I.1 se presentan aportes antropogénicos de níquel a los ecosistemas acuáticos reportados por Nriagu and Pacyna (1988).

CUADRO I.1 – APORTES ANTROPOGENICOS DE NIQUEL A ECOSISTEMAS ACUATICOS

FUENTE APORTE A ECOSISTEMAS ACUATICOS

[x106 kg/año] Líquidos cloacales: centralizados no centralizados

9 - 54 12 - 48

Barros cloacales 1,3 - 20 Centrales termoeléctricas 3 - 18 Minería de metales 0,01 - 0,5 Fundición y refinación de metales no ferrosos 2 - 24 Producción manufacturera: metales 0,2 - 7,5 productos químicos 1 - 6 pulpa y papel 0 - 0,12 productos de petróleo 0 - 0,06 Deposición atmosférica 4,6 - 16 Aporte total: Rango 33 - 194 Mediana 113

En los ambientes acuáticos el estado de oxidación predominante del níquel es +2, pero también forma compuestos en los estados de oxidación +1, +3 y +4. La movilidad y biodisponibilidad del níquel en medio acuoso están influenciadas por factores ambientales tales como el pH, el potencial de oxido-reducción y la presencia de materia orgánica y de material particulado inorgánico (Callahan et al., 1979).

En condiciones aeróbicas, a pH por debajo de 9, el níquel forma compuestos con iones

hidroxilo, carbonato, sulfato y grupos orgánicos; en condiciones anaeróbicas y en presencia de azufre, se forman sulfuros de baja solubilidad. Los óxidos de hierro y manganeso adsorben el níquel, (+2) y coprecipitan a pH mayor que 6 (CCME, 1996). La preeminencia de la especie ionica libre (Ni2+) a pH = 7 y la capacidad de acomplejarse con ligandos orgánicos evidencian la relativamente alta movilidad del níquel en los ambientes acuáticos, comparada con las de otros metales (Mills et al., 1985).

No existe gran información disponible sobre ocurrencia de níquel en agua ambiente del

territorio argentino. En el río Pilcomayo, a la altura de Misión La Paz, Provincia de Salta, durante el período 1997-1998 se registraron concentraciones de níquel correspondientes a muestras de la columna de agua sin filtrar comprendidas en el rango < 0,029 – 0,688 mg/l, con una mediana igual a 0,307 mg/l, mientras que las concentraciones de níquel



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

correspondientes a muestras filtradas resultaron todas inferiores a 0,019 mg/l (CTDCRP, 1999). En el Cuadro I.2 se presentan datos correspondientes a otros cursos de agua.

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

Nº DATOS RANGO

[µg/l] MEDIANA

[µg/l] PERCENTILO 10-90

[µg/l] OBSERVACIONES REFERENCIA

11 (1) < 5 - 8,4 < 5 < 5 - 6,1 Ríos Paraná y de la Plata, Período 1993-95

Agua Superficial, 2000

Nota: (1): Se incluyen valores referidos a muestras filtradas y otros donde no se aclara si corresponden a muestras filtradas o sin filtrar.



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

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

La absorción del níquel por el hombre, para todas las vías de ingreso, depende de la solubilidad del compuesto niquelado, teniendo validez el siguiente orden de absorbencia potencial: níquel carbonilo > compuestos solubles de níquel > compuestos muy poco solubles de níquel.

La principal ruta de absorción humana de níquel es la respiratoria, aportando a la misma

tanto la exposición laboral como el hábito de fumar, dado que se ha reportado la presencia de níquel carbonilo en el humo del cigarrillo. La absorción gastrointestinal de níquel depende de la composición de la dieta, siendo el ingreso por esta vía elevado en comparación con otros elementos traza.

El níquel es transportado por la sangre, ligado principalmente a la albúmina, siendo la

excreción urinaria la vía de eliminación más importante. Otras vías de excresión, de menor importancia, son la saliva, el sudor, las lágrimas, la leche, el fluído mucociliario y el cabello. El níquel ingerido no absorbido gastrointestinalmente es eliminado por las heces.

Si bien los mecanismos de toxicidad del níquel no son bien conocidos, algunos estudios

atribuyen los efectos agudos orales sobre mamíferos a una peroxidación lipídica en determinados organismos blanco (Knight et al., 1987; Sunderman, 1987). La casuística de toxicidad humana aguda incluye entre sus efectos síntomas de náusea, vómitos, dolor abdominal, tos y dificultad respiratoria (Webster et al., 1980; Sunderman et al., 1988), llegando a la provocación de un paro cardíaco en una niña por ingestión de 15 g de sulfato de níquel (Daldrup et al., 1983). Dentro de la escasa información disponible sobre toxicidad oral crónica, existe evidencia de manifestaciones de infertilidad en ratas macho por exposición oral prolongada a níquel (Waltschewa et al., 1972).

Tanto los compuestos solubles como muy poco solubles del níquel son considerados

carcinogénicos por vía pulmonar (OMS, 1995). El níquel carbonilo es ubicado por la Agencia de Protección Ambiental de los E.E.U.U. (U.S. EPA) en la Categoría B2, que corresponde a los probables agentes carcinogénicos humanos (U.S. EPA, IRIS, April 1992), mientras que el subsulfuro de níquel y el polvo de refinería de níquel son clasificados en la Categoría A, correspondiente a los carcinógenos humanos (U.S. EPA, IRIS, 1993, January 1992). Las categorizaciones antedichas están basadas en evidencias de carcinomas pulmonares en ratas expuestas por inhalación a níquel carbonilo y en observaciones epidemiológicas relacionadas con trabajadores expuestos por inhalación a polvos en refinerías de níquel. La administración de níquel a través del agua de bebida a ratas y ratones no evidenció carcinogenicidad por esta vía de ingreso (Schroeder et al., 1964; Schroeder and Mitchener, 1975).

En función de lo expuesto precedentemente, para la exposición oral humana a níquel se

asume la existencia de un umbral para la relación dosis-efecto. De tal manera, la derivación del nivel guía de calidad de agua para consumo humano se realiza de acuerdo a la metodología establecida para un tóxico con umbral, tomando como referencia información




básica surgida de estudios sobre animales de ensayo expuestos a níquel en su dieta alimentaria.

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

Considerando el nivel de exposición para el cual no se observan efectos adversos (NOAEL) surgido del estudio de Ambrose et al. (1976): 5 mg Ni/(kg masa corporal * d), relacionado con la observación de la pérdida de peso en ratas expuestas a través de su dieta alimentaria, y aplicando un factor de incertidumbre (FI) igual a 1000, que contempla las variaciones entre especies y dentro de la especie, la falta de estudios suficientes sobre exposición prolongada y los efectos sobre la reproducción y el déficit de datos sobre carcinogenicidad por vía oral, la Organización Mundial de la Salud estableció una ingesta diaria tolerable (IDT) igual a 5 µg Ni/(kg masa corporal * d) (OMS, 1995).

Asumiendo una masa corporal (MC) igual a 60 kg, un consumo diario de agua por persona (C) igual a 2 l/d y una asignación de la ingesta diaria tolerable al agua de bebida (F) igual a 0,1 (OMS, 1995), se establece el nivel guía de calidad para agua de bebida (NGAB) según la siguiente expresión:

NGAB ≤ IDT * MC * F/C

resultando:

NGAB (Níquel) ≤ 15 µg/l

II.3) Remoción esperable de las tecnologías de tratamiento

En el Cuadro II.3 se presentan eficiencias esperables en la remoción de níquel asociadas a distintas tecnologías de tratamiento.

CUADRO II.3 – REMOCION DE NIQUEL, EFICIENCIAS DE TECNOLOGIAS

DE TRATAMIENTO

TRATAMIENTO REMOCION ESPERABLE

OBSERVACIONES REFERENCIAS

Convencional para agua superficial 20 - 60 % AWWA, 1990 Ablandamiento con cal 90 - 100 % AWWA, 1990 Intercambio iónico 90 - 100 % Con resinas de intercambio

catiónico AWWA, 1990

Osmosis inversa 90 - 100 % AWWA, 1990 Electrodiálisis 90 - 100 % AWWA, 1990 Adsorción en carbón activado granular 20 - 90 % AWWA, 1990 Adsorción en carbón activado en polvo 0 - 60 % AWWA, 1990 Alúmina activada 0 - 20 % AWWA, 1990




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

En función de las posibilidades de remoción expuestas en el Cuadro II.3, se especifican a continuación niveles guía de calidad para níquel en la fuente de provisión (NGFP) correspondientes a diversos escenarios.

II.4.1) Fuente superficial con tratamiento convencional:

Dado el rango de remoción esperable para tratamiento convencional, se especifica, con criterio conservador, el siguiente nivel guía de calidad para níquel en la fuente de provisión, referido a la muestra de agua filtrada:

NGFP (Níquel) ≤ 19 µg/l

II.4.2) Fuente superficial con tratamientos especiales:

Teniendo como premisa la verificación de remociones de níquel no menores que 90 %, se especifica el siguiente nivel guía de calidad para níquel 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 aguas subterráneas con condiciones de aptitud microbiológica para consumo directo o que requieran un tratamiento de desinfección, se especifica el siguiente nivel guía de calidad para níquel en la fuente de provisión, referido a la muestra de agua sin filtrar:


II.4.4) Fuente subterránea con tratamientos especiales:

Teniendo como premisa la verificación de remociones de níquel no inferiores a 90 %, se especifica el siguiente nivel guía de calidad para níquel 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.4 se establece una categorización de las fuentes de provisión de agua para consumo humano en función de las concentraciones de níquel.

CUADRO II.4 – CATEGORIZACION DE LAS FUENTES DE PROVISION DE AGUA PARA

CONSUMO HUMANO EN FUNCION DE LAS CONCENTRACIONES DE NIQUEL (CNi)

FUENTE CATEGORIA CONDICIONES DE CALIDAD SUPERFICIAL Calidad apropiada con tratamiento convencional

que asegure remociones de níquel no menores que 20 %

CNi ≤ 19 µg/l (1)

SUPERFICIAL Calidad condicionada a la aplicación de tratamientos especiales que verifiquen remociones de níquel no menores que 90 %

19 µg/l < CNi ≤ 150 µg/l (1)

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

CNi > 150 µg/l (1)

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

CNi ≤ 15 µg/l (2)

SUBTERRANEA Calidad condicionada a la aplicación de tratamientos especiales que verifiquen remociones de níquel no menores que 90 %

15 µg/l < CNi ≤ 150 µg/l (1)

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

CNi ≤ 150 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 Níquel III.1

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

Al igual que para el resto de los metales pesados, la toxicidad del niquel sobre los

organismos acuáticos esta influenciada por la presencia de iones inorgánicos, dureza, temperatura y pH. Por ejemplo, el aumento en la concentración de magnesio provoca una disminución de dicha toxicidad en ciertos hongos marinos (Babich and Stotzky, 1983). En lo que respecta a la forma de ingreso del niquel al interior de las células, probablemente el mismo sea transportado a través de las membranas celulares en algas, bacterias e invertebrados mediante el sistema de transporte de magnesio mediado por el ATP.

La dureza del agua tiene un efecto similar al del pH en el sentido de que a medida que

aquélla aumenta baja la toxicidad del níquel. Esto es especialmente observable en peces (Grande and Andersen, 1983; Lind et al., 1986) e invertebrados (Chapman et al., 1980).

Los organismos acuáticos pueden tolerar un amplio rango de concentraciones de niquel,

dependiendo dicha tolerancia del organismo en cuestión. En lo que respecta a los animales las concentraciones asociadas a toxicidad aguda varían dentro de un amplio rango: 0,190-435 mg/l para invertebrados y 0,128-98,50 mg/l para vertebrados (Keller, A.E. and S.G. Zam, 1991; Martin and Holdich, 1986; Palawski et al., 1985; Kapur and Yadav, 1982).

Con respecto a los efectos tóxicos crónicos del niquel, entre los crustáceos, el cladócero

Daphnia magna se caracteriza por ser especialmente sensible, ya que se observó que concentraciones de níquel iguales a 14,8 y 356,6 µg/l, para aguas blandas y duras, respectivamente, afectaron su reproducción (Chapman et al., 1980). Entre los peces, para la trucha arco iris (Oncorhynchus mykiss) se han observado alteraciones del comportamiento a partir de concentraciones iguales a 24 µg/l (Giattina et al., 1982).

Con respecto a las algas, se ha observado que concentraciones de níquel iguales a 50 µg/l

reducen el crecimiento de Scenedesmus acuminatus y Anabaena inaequalis (Stokes, 1981; Stratton and Corke, 1979). Chlorella vulgaris es una especie particularmente sensible a los efectos tóxicos del níquel, con una concentración máxima tolerada igual a 17 µg/l (Den Dooren de Jong, 1965).

Diversos trabajos sugieren que concentraciones de níquel suficientemente elevadas como

para producir efectos crónicos en animales de agua dulce también producirían efectos negativos en poblaciones algales de agua dulce (Chapman et al., 1980; Den Dooren de Jong, 1965). El níquel puede disminuir la diversidad en diatomeas y causar un reemplazo de clorofitas por cianofitas (Patrick et al., 1975; Spencer and Greene, 1981). En lo que respecta a las plantas, para Lemna minnor se registraron concentraciones de níquel para las cuales se observan efectos adversos para el 50 % de los individuos (CE50) en relación a su crecimiento iguales a 340 µg/l (CE50 – 28 d) y 450 µg/l (CE50 - 4d) (Brown and Rattigan, 1979; Wang, 1986). Brown y Rattigan (1979) también observaron que la planta Elodea canadiensis es muy resistente a los efectos tóxicos del níquel ya que su crecimiento era afectado a una CE50 – 38 d




igual a 2800 µg/l. Muramoto y Oki (1984) observaron que concentraciones de níquel comprendidas entre 4000 y 8000 µg/l afectaban el crecimiento de la planta Eichornia crassipes.

No existen datos sobre la biomagnificación del níquel. Sin embargo, algunos organismos

bentónicos como ciertos bivalvos y cangrejos de río pueden bioacumular níquel en mayor medida que los organismos pelágicos (Hutchinson et al., 1976; Forester, 1980). A pesar de las altas concentraciones en algas y macrofitas, los animales acuáticos que se alimentan de las mismas parecen poder controlar el contenido de níquel en sus tejidos a través de la regulación de la ingesta y excreción del mismo (Darmono, 1990; Hall, 1978). Se han reportado factores de bioconcentración (BCF) correspondientes a níquel tanto para invertebrados como para vertebrados acuáticos. Entre los invertebrados, se han observado BCF comprendidos entre 2000 y 4500 para Daphnia sp. (Cowgill, 1976) y entre 200 y 1000 para ciertas almejas, zooplancton y bentos (Mathis y Cummings, 1973; Hutchinson et al., 1976). En los peces, se han observado BCF comprendidos entre 47 y 106 para Pimephales promelas e iguales a 803 para Oncorhynchus mykiss, dependiendo la magnitud de los mismos de la biodisponibilidad del níquel y de la edad y hábitos alimentarios de la especie. Para algunas algas tolerantes a la presencia de níquel se han registrado factores de bioconcentración del orden de 10000 (Hutchinson et al., 1976; Mann et al., 1988). III.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 niquel, se efectúa este cálculo a partir de datos de toxicidad aguda y de relaciones toxicidad aguda/crónica (ACR) estimables. III.2.a) Selección de las especies

En la Tabla III.1 se exponen 77 datos asociados a manifestaciones de toxicidad aguda del niquel sobre animales, consistentes en valores de concentraciónes letales para el 50 % de los individuos (CL50) o CE50. En la Tabla III.2 se presentan 7 datos asociados a manifestaciones tóxicas del niquel sobre 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: seis familias de peces (Centrarchidae, Cyprinidae, Cyprinodontidae, Pericihthydae, Poeciliidae y Salmonidae) cuatro de crustáceos (Asellidae, Crangonyctidae, Daphnidae y Gammaridae), dos de insectos (Chironomidae y Ephemerellidae), tres de moluscos (Lymnaeidae, Physacea y Unionaceae), una de anfibios (Bufonidae), tres de algas (Chlamydomonadaceae, Chlorellaceae y Scenedesmaceae), dos de plantas vasculares (Hydrocharitaceae y Lemnaceae) y una de rotíferos (Philodinadae).




TABLA III.1 - CONCENTRACIONES DE NIQUEL 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]

Dureza [mg CaCO3/l]

Concentración asociada a toxicidad

aguda ajustada a 50 mg CaCO3/l

[µg/l]

Valor Agudo Medio

Ajustado para cada

especie (ASMAV)

[µg/l]

Referencia

Ambloplites rupestris

Centrarchidae 2480 26 4376 4376 Lind et al., 1986

Anodonta imbecillis

Unionaceae 190 39 236 Keller and Zam, 1991

Anodonta imbecillis

Unionaceae 240 39 298 265 Keller and Zam, 1991

Asellus aquaticus

Asellidae 119000 50 118998 Martin and Holdich, 1986

Asellus aquaticus

Asellidae 435000 50 434991 227515 Martin and Holdich, 1986

Bufo melanostictus

Bufonidae 25320 185 8129 Khangarot and Ray, 1987

Bufo melanostictus


Bufo melanostictus


Bufo melanostictus

Bufonidae 61410 185 19715 13177 Khangarot and Ray, 1987

Carassius auratus

Cyprinidae 9820 20 21761 21761 Pickering and Henderson, 1966

Chironomus riparis

Chironomidae 72400 55 66648 Powlesland and George, 1986

Chironomus riparis

Chironomidae 81300 55 74841 Powlesland and George, 1986

Chironomus riparis

Chironomidae 84900 55 78154 73051 Powlesland and George, 1986

Crangonyx pseudogracilis

Crangonyctidae 66100 50 66099 Martin and Holdich, 1986

Crangonyx pseudogracilis

Crangonyctidae 252000 50 251995 129060 Martin and Holdich, 1986

Cyprinus carpio

Cyprinidae 10400 55 9574 Rehwoldt et al., 1971

Cyprinus carpio

Cyprinidae 16000 112 7943 Rao et al., 1975

Cyprinus carpio


Cyprinus carpio


Cyprinus carpio


Cyprinus carpio


Cyprinus carpio

Cyprinidae 98500 360 17739 14343 Kapur and Yadav, 1982

Daphnia magna Daphnidae 510 45,3 556 Biesinger and Christensen, 1972





EL ESTABLECIMIENTO DEL NIVEL GUIA CORRESPONDIENTE (Cont.)

Especie Familia Concentración asociada a toxicidad

aguda [µg/l]

Dureza [mg CaCO3/l]



[µg/l]

Valor Agudo Medio

Ajustado para cada

especie (ASMAV)

[µg/l]

Referencia

Daphnia magna Daphnidae 915 51,1 898 Call et al., 1983

Daphnia magna Daphnidae 1120 45,3 1220 Biesinger and Christensen, 1972

Daphnia magna Daphnidae 1800 51 1769 Chapman et al.,1980



Daphnia magna Daphnidae 2716 70 2028 Bringmann and Kuhn, 1977

Daphnia magna Daphnidae 4970 206 1453 1195 Chapman et al.,1980

Ephemerella subvaria

Ephemerellidae 4000 42 4654 4654 Warnick and Bell, 1969

Fundulus diaphanus

Cyprinodontidae 50800 53 48293 Rehwoldt et al., 1971

Fundulus diaphanus

Cyprinodontidae 63200 53 60080 53865 Rehwoldt et al., 1971

Gammarus sp. Gammaridae 13000 50 13000 13000 Rehwoldt et al., 1971

Lymnaea acuminata

Lymnaeidae 2780 375 483 Khangarot et al., 1982

Lymnaea acuminata


Lymnaea acuminata


Lymnaea acuminata

Lymnaeidae 23040 375 4005 992 Khangarot et al., 1982

Lymnaea luteola

Lymnaeidae 1700 195 521 Khangarot and Ray, 1988

Lymnaea luteola

Lymnaeidae 1430 195 439 Khangarot and Ray, 1988

Lymnaea luteola

Lymnaeidae 6090 195 1868 753 Khangarot and Ray, 1988

Morone americana

Pericichthydae 13600 53 12929 Rehwoldt et al., 1971

Morone americana


Morone americana

Pericichthydae 18400 53 17492 15158 Rehwoldt et al., 1971

Morone saxatilis

Pericichthydae 3900 285 860 Palawski, 1985

Morone saxatilis









Dureza [mg CaCO3/l]



[µg/l]

Valor Agudo Medio

Ajustado para cada

especie (ASMAV)

[µg/l]

Referencia

Morone saxatilis


Morone saxatilis

Pericichthydae 33000 475 4671 3709 Palawski et al., 1985

Oncorhynchus mykiss

Salmonidae 1280 250 316 Palawski et al., 1985

Oncorhynchus mykiss


Oncorhynchus mykiss


Oncorhynchus mykiss


Oncorhynchus mykiss

Salmonidae 7140 240 1829 Brown and Dalton, 1970

Oncorhynchus mykiss

Salmonidae 8900 33 12767 (1) Nebeker et al., 1985

Oncorhynchus mykiss

Salmonidae 10000 33 14345 (1) Nebeker et al., 1985

Oncorhynchus mykiss

Salmonidae 10900 33 15636 (1) 751 Nebeker et al., 1985

Philodina acuticornis

Philodinadae 2600 25 4747 Buikema et al., 1974












Philodinadae 7600 25 13875 9265 Buikema et al., 1974

Physa gyrina Physacea 239 26 422 422 Nebeker, 1986 Pimephales promelas

Cyprinidae 5180 20 11479 Pickering and Henderson, 1966

Pimephales promelas


Pimephales promelas


Pimephales promelas


Pimephales promelas

Cyprinidae 27000 210 7765 Pickering, 1974








Dureza [mg CaCO3/l]



[µg/l]

Valor Agudo Medio

Ajustado para cada

especie (ASMAV)

[µg/l]

Referencia

Pimephales promelas


Pimephales promelas


Pimephales promelas


Pimephales promelas

Cyprinidae 5209 45 5708 Lind et al., 1986

Pimephales promelas

Cyprinidae 5163 44 5769 7925 Lind et al., 1986

Poecilia reticulata

Poeciliidae 2500 260 597 Khangarot et al., 1981

Poecilia reticulata

Poeciliidae 9650 124 4385 1618 Anderson and Weber, 1975

Salmo salar Salmonidae 25000 11 93105 93105 Grande and Andersen, 1983

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

TABLA III.2 - CONCENTRACIONES DE NIQUEL ASOCIADAS A EFECTOS TOXICOS SOBRE LAS ESPECIES ACUATICAS SELECCIONADAS PARA EL

ESTABLECIMIENTO DEL VALOR FINAL PARA PLANTAS (FPV)

Especie Familia Dureza [mg CaCO3/l]

Concentración asociada a

efectos tóxicos [µg/l]

Referencia

Chlorella vulgaris Chlorellaceae NE 17 Den Dooren de Jong, 1965

Clamydomonas eugametos Chlamydomonadaceae 50 700 Hutchinson and Stokes, 1975

Scenedesmus acuminata Scenedesmaceae 50 100 Hutchinson and Stokes, 1975

Scenedesmus quadriculata Scenedesmaceae NE 100 Spencer and Greene, 1981

Lemna minnor Lemnaceae NE 340 Brown and Rattigan, 1979

Lemna minnor Lemnaceae NE 450 Wang, 1986

Elodea canadiensis Hydrocharitaceae NE 2800 Brown and Rattigan, 1979

Nota: NE: No especificada




TABLA III.3 - CONCENTRACIONES DE NIQUEL ASOCIADAS A EFECTOS TOXICOS AGUDOS Y CRONICOS SELECCIONADAS PARA EL CALCULO DE RELACIONES

TOXICIDAD AGUDA/CRONICA

Especie Dureza [mg CaCO3/l]



[µg/l]

Concentración asociada a toxicidad crónica [µg/l]

Concentración asociada a toxicidad crónica

ajustada a 50 mg CaCO3/l

[µg/l]

Relación Toxicidad

Aguda/ Crónica

para cada especie (SACR)

Valor Medio de las SACR (SMACR)

Referencia

Daphnia magna

51 1769 14,8 (1) 15 118 Chapman et al.,1980

Daphnia magna

105 1017 123,1 (1) 65 16 Chapman et al.,1980

Daphnia magna

205 1293 356,6 (1) 105 12 28 Chapman et al.,1980

Pimephales promelas (3)

45 5738 (3) 217,3 (1) 238 24 24 Lind et al., 1986

Salmo salar 11 93105 1400,0 (2) 5214 18 18 Grande and Andersen, 1983

Notas: (1) : Ensayo de toxicidad crónica realizado para el ciclo de vida (2) : Ensayo de toxicidad crónica realizado en los primeros estadios de vida (3): Valor correspondiente a la media geométrica de las concentraciones reportadas por Lind et al., 1986

III.2.b) Cálculo del Valor Agudo Final

El Valor Agudo Final (FAV) para el niquel se calcula de acuerdo al procedimiento

especificado para el caso en que la toxicidad de una sustancia esta relacionada con las características del agua, dado que está cuantificada tal relación para la dureza.

III.2.b.1) Cálculo de la pendiente combinada a utilizar en el ajuste de datos de concentraciones tóxicas agudas (L)

Mediante el análisis de regresión de concentraciones tóxicas agudas y durezas exhibidas en la Tabla III.1, transformadas logarítmicamente, se cuantifica la relación toxicidad-dureza para una especie de pez y una de crustáceos, presentándose los resultados de dicho análisis en la Tabla III.4. A fin de evaluar la posibilidad de utilizar el conjunto de datos mencionados para el calculo de L, se utiliza el test de la homogeneidad de las pendientes (Zar, 1984), que permite determinar si los valores de las pendientes de regresión calculadas para las especies citadas anteriormente difieren significativamente entre si. Dicho test demuestra que no existen diferencias significativas (probabilidad de que las pendientes sean iguales > 0,30).




TABLA III.4 - PENDIENTES DE REGRESION DE DATOS TRANSFORMADOS LOGARITMICAMENTE PARA UNA ESPECIE DE PECES (PIMEPHALES PROMELAS) Y UNA DE CRUSTACEOS (DAPHNIA MAGNA) PARA LAS QUE SE PUEDE CUANTIFICAR

LA RELACION ENTRE LA TOXICIDAD DEL NIQUEL Y LA DUREZA DEL AGUA

Especie Tamaño muestra

Pendiente de regresión

r2 F P

Daphnia magna 8 1,0993 0,7 13,7 < 0,01

Pimephales promelas 10 0,8294 0,9 154,6 < 0,01 Notas: r2: coeficiente de determinación F: valor estimado de la distribución F P: probabilidad de encontrar un valor igual o más bajo que el F indicado

La regresión calculada utilizando el conjunto de datos normalizados de las dos especies

consideradas, que se exponen en la Tabla III.5, transformados logarítmicamente, tiene un coeficiente de determinación con un valor estadísticamente significativo (r2 = 0,9, P < 0,01), por lo que L se calcula utilizando el conjunto de datos antedichos, exponiéndose los resultados en la Tabla III.6.

TABLA III.5 - DATOS ORIGINALES Y NORMALIZADOS PARA ESTIMACION DE LA PENDIENTE COMBINADA PARA EL AJUSTE DE LOS DATOS DE TOXICIDAD EN

FUNCION DE LA DUREZA

Especie Dureza [mg CaCO3/l]


aguda [µg/l]

Dureza normalizada

Concentración asociada a toxicidad aguda

normalizada

Daphnia magna 45,3 510 0,62 0,31 Daphnia magna 51,1 915 0,70 0,56 Daphnia magna 45,3 1120, 0,62 0,67 Daphnia magna 51 1800 0,70 1,08 Daphnia magna 104 1920 1,43 1,16 Daphnia magna 100 2360 1,37 1,42 Daphnia magna 70 2716 0,96 1,64 Daphnia magna 206 4970 2,82 2,99

Pimephales promelas 20 5180 0,19 0,34 Pimephales promelas 20 4580 0,19 0,30 Pimephales promelas 360 42400 3,36 2,76 Pimephales promelas 360 44500 3,36 2,90 Pimephales promelas 210 27000 1,96 1,76 Pimephales promelas 210 32200 1,96 2,10 Pimephales promelas 210 28000 1,96 1,82 Pimephales promelas 210 25000 1,96 1,63 Pimephales promelas 45 5209 0,42 0,34 Pimephales promelas 44 5163 0,41 0,34




TABLA III.6 - CALCULO DE LA PENDIENTE COMBINADA (L) EN BASE A DATOS NORMALIZADOS Y TRANSFORMADOS LOGARITMICAMENTE PARA UNA ESPECIE

DE PEZ (PIMEPHALES PROMELAS) Y UNA DE CRUSTACEOS (DAPHNIA MAGNA) PARA LAS QUE SE PUEDE CUANTIFICAR LA EXISTENCIA DE UNA RELACION ENTRE LA

TOXICIDAD DEL NIQUEL Y LA DUREZA DEL AGUA

Especies Tamaño muestra

Pendiente de regresión combinada

r2 F P

Pimephales promelas y Daphnia magna

18 0,8684 0,9 104,1 <0,01

III.2.b.2) Cálculo del Valor Agudo Final Ajustado (AFAV)

De acuerdo al procedimiento establecido, los datos de toxicidad aguda se ajustan a una dureza igual a 50 mg CaCO3/l utilizando la pendiente combinada calculada anteriormente (L = 0,8684), presentándose los datos ajustados en la Tabla III.1. A partir de los mismos, se determinan los valores agudos medios ajustados para cada especie (ASMAV), que se presentan en la Tabla III.1, y género (AGMAV), que se exponen ordenados crecientemente en la Tabla III.7, con sus correspondientes números de orden, R, y probabilidades acumulativas, PR, siendo PR = R/(N+1).

TABLA III.7 - NIQUEL: PROBABILIDAD ACUMULATIVA (PR) Y VALOR AGUDO MEDIO AJUSTADO PARA CADA GENERO (AGMAV)

Género AGMAV

[µg/l] PR R

Anodonta 265 0,05 1

Physa 422 0,09 2

Oncorhynchus 751 0,14 3

Lymnaea 864 0,18 4

Daphnia 1195 0,23 5

Poecilia 1618 0,27 6

Ambloplites. 4376 0,32 7

Ephemerella 4654 0,36 8

Morone 7498 0,41 9

Pimephales 7925 0,45 10

Philodina. 9265 0,50 11

Gammarus 13000 0,55 12

Bufo 13177 0,59 13

Cyprinus 14343 0,64 14

Carassius 21761 0,68 15

Fundulus 53865 0,73 16

Chironomus 73051 0,77 17

Salmo 93105 0,82 18

Crangonyx 129060 0,91 20

Asellus 227515 0,95 21




De acuerdo al esquema metodológico establecido, el análisis de regresión de los AGMAV 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 = 5,8005 a = 4,3067 k = 5,6037

Seguidamente, se calcula el Valor Agudo Final Ajustado (AFAV) a 50 mg CaCO3/l

según:

AFAV = ek

resultando:

AFAV = 272 µg/l III.2.c) Cálculo del Valor Crónico Final (FCV) en función de la dureza

En base a los datos de toxicidad aguda y crónica ajustados que se exhiben en la Tabla III.3, se calculan las relaciones toxicidad aguda/crónica para las especies consideradas (SACR) y las medias geométricas de dichas relaciones por especie (SMACR), las que se presentan en la tabla antedicha. Por último, se calcula la media geométrica de las SMACR, que determina una relación final toxicidad aguda/crónica (FACR) igual a 23.

Dividiendo el AFAV calculado (272 µg/l) por la FACR obtenida (23), resulta para niquel

el siguiente Valor Crónico Final Ajustado (AFCV):

AFCV = 12 µg/l

La ecuación que permite calcular el Valor Crónico Final en función de la dureza (FCVc) es la siguiente:

FCVc = eL * (ln dureza) + ln AFCV –L * ln Z

donde: L (pendiente combinada): 0,8684 Dureza: expresada en mg CaCO3/l Z (valor de dureza a que se ajustan los datos): 50 mg CaCO3/l AFCV (Valor Crónico Final Ajustado a una dureza de 50 mg CaCO3/l): 12 µg/l

Reemplazando, resulta la siguiente expresión de cálculo del Valor Crónico Final (FCV) en

función de la dureza:

FCVc = e0,8684 * (ln dureza) – 0,9129




donde: FCVc: concentración de níquel expresada en µg/l Dureza: expresada en mg CaCO3/l III.3) Establecimiento del nivel guía de calidad para níquel correspondiente a protección de la biota acuática

En virtud de que el Valor Crónico Final Ajustado (AFCV) en ningún caso resulta superior a los valores de toxicidad crónica ajustados que se exhiben en la Tabla III.3 ni al Valor Final para Plantas (FPV) que resulta de la Tabla III.2 (17), se especifica el siguiente nivel guía de calidad para niquel correspondiente a protección de la biota acuática (NGPBA), referido a la muestra de agua filtrada:

NGPBA (Niquel) ≤ e0,8684 * (ln dureza) –0,9129

donde: NGPBA (Níquel): concentración de niquel expresada en µg/l Dureza: expresada en mg CaCO3/l

En la Tabla III.8 se expresan, a título de ejemplo, algunos valores del nivel guía calculado según la expresión anterior.

TABLA III.8 – EJEMPLOS DE APLICACION DEL NIVEL GUIA DE CALIDAD PARA NIQUEL CORRESPONDIENTE A PROTECCION DE LA BIOTA ACUATICA

Dureza

[mg CaCO3/l] NGPBA (Níquel)

[µg/l] 25 ≤ 6,6 50 ≤ 12

100 ≤ 22



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

IV) NIVEL GUIA DE CALIDAD DE AGUA AMBIENTE PARA PROTECCION DE LA BIOTA ACUATICA CORRESPONDIENTE A NIQUEL (APLICABLE A AGUA MARINA) IV.1) Introducción Existe una cantidad importante de trabajos que evalúan los efectos tóxicos agudos del níquel sobre la biota de agua marina, mientras que la cantidad de datos sobre su toxicidad crónica es menor. Entre los invertebrados, la especie más sensible al níquel en lo que respecta a toxicidad aguda es el crustáceo Heteromysis formosa, para el que se han registrado efectos tóxicos agudos a partir de 151,7 µg/l (Lussier and Walker, 1985), mientras que la más resistente es el nematode Monhystera disjuncta, para la que se han reportado efectos tóxicos agudos a concentraciones de níquel comprendidas entre 20,3 y 103 mg/l (Vranken et al., 1988). En cuanto a los peces, la especie más sensible a la acción aguda del níquel es Therapon jarbua, para la cual se observaron efectos tóxicos agudos a una concentración igual a 19,4 mg/l (Krishnakumari et al., 1983), mientras que la más resistente es Liza vaigiensis, para la que se han reportados efectos tóxicos agudos a una concentración igual a 55,5 mg/l (Denton and Burdon-Jones, 1986). La información concerniente a la toxicidad crónica del níquel sobre las animales de agua marina es muy escasa. Lussier et al. (1985) observaron que una concentración de níquel igual a 92,7 µg/l afectaba el ciclo de vida del crustáceo Mysidopsis bahia. En lo que respecta a las algas, la especie más sensible es Thalassiosira pseudonana, para la que se observó que una concentración de níquel igual a 21 µg/l afectaba su crecimiento (Wilson and Freeberg, 1980); la más resistente es Macrocystis pyrifera, para la cual se observó una disminución del crecimiento a una concentración igual a 20 mg /l (Clendenning and North, 1959). Estudios de corta duración (9 días) indican que el níquel es bioconcentrado por los invertebrados, observándose factores de bioconcentración (BCF) comprendidos entre 328,6 y 472,7 para el mejillón Mytilus edulis y entre 261,8 y 458,1 para la ostra Crassostrea gigas (Zaroogian and Johnson, 1984). 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 níquel, 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 38 datos asociados a manifestaciones de toxicidad aguda del

níquel 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 16 datos asociados a efectos tóxicos del níquel sobre algas. El conjunto de datos seleccionados se considera apropiado en virtud de cubrir un rango muy amplia de grupos taxonómicos, a saber: dos familias de peces (Mugilidae y Terapontidae), ocho de crustáceos (Acartiidae, Cancridae, Corophiidae, Mysidae, Penaidae, Portunidae Temoridae y Tisbidae), seis de moluscos (Balanidae, Myidae, Mytilidae, Ostreidae, Veneridae y Tellinidae), una de nematodes (Monhysteridae) y cinco de algas (Lessoniaceae, Gephyrocapsaceae, Thalassiosiraceae, Peridiniaceae y Gymnodiniaceae).

TABLA IV.1 - CONCENTRACIONES DE NIQUEL 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

Acartia clausi Acartiidae 2076 Gentile and Cardin, 1982 Acartia clausi Acartiidae 3466 2682 Lussier and Cardin, 1985

Americamysis bahia Mysidae 508 508 Lussier et al., 1985

Cancer magister Cancridae 4360 4360 Martin et al., 1981

Corophium volutator Corophiidae 36000 Bryant et al., 1985 Corophium volutator Corophiidae 54000 Bryant et al., 1985 Corophium volutator Corophiidae 24000 Bryant et al., 1985 Corophium volutator Corophiidae 52000 Bryant et al., 1985 Corophium volutator Corophiidae 22000 Bryant et al., 1985 Corophium volutator Corophiidae 34000 34925 Bryant et al., 1985

Crassostrea gigas Ostreidae 349 349 Martin, et al., 1981

Crassostrea virginica Ostreidae 1180 1180 Calabrese et al., 1973

Chelon labrosus Mugilidae 118300 118300 Taylor et al., 1985

Eurytemora affinis Temoridae 9670 Gentile and Cardin, 1982 Eurytemora affinis Temoridae 9593 Lussier and Cardin, 1985 Eurytemora affinis Temoridae 13182 10694 Lussier and Cardin, 1985

Heteromysis formosa Mysidae 151,7 151,7 Lussier and Walker, 1985

Liza vaigiensis Mugilidae 55500 55500 Denton and Burdon-Jones, 1986

Menidia menidia Tellinidae 7958 7958 Cardin, 1985

Mercenaria mercenaria Veneridae 310 310 Calabrese and Nelson, 1974

Metapenaeus ensis Penaidae 1280 Wong et al., 1993 Metapenaeus ensis Penaidae 9280 Wong et al., 1993 Metapenaeus ensis Penaidae 8850 4720 Wong et al., 1993

Monhystera disjuncta Monhysteridae 20300 Vranken et al., 1988 Monhystera disjuncta Monhysteridae 15000 Vranken et al., 1988 Monhystera disjuncta Monhysteridae 103000 31536 Vranken et al., 1988

Mya arenaria Myidae 50000 50000 Eisler, 1977

Mysidopsis bahia Mysidae 508 508 Gentile et al., 1982




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


Especie Familia Concentración asociada a toxicidad

aguda [µg/l]

Valor Agudo Medio para cada especie (SMAV)

[µg/l]

Referencia

Mysidopsis bigelowi Mysidae 634 634 Gentile and Cardin, 1982

Mytilus edulis Mytilidae 891 891 Martin et al., 1981

Penaeus duorarum Penaidae 112000 112000 Bentley et al., 1975

Portunus pelagicus Portunidae 1300 Mortimer and Miller, 1994 Portunus pelagicus Portunidae 1200 Mortimer and Miller, 1994 Portunus pelagicus Portunidae 900 1120 Mortimer and Miller, 1994

Pseudodiaptomus coronatus

Balanidae 9100 9100 Gentile and Cardin, 1982

Pseudodiaptomus coronatus

Balanidae 14573 14573 Lussier and Cardin, 1985

Therapon jarbua Terapontidae 19400 19400 Krishnakumari et al., 1983

Tisbe holothuriae Tisbidae 2580 2580 Verriopoulos and Dimas, 1988

TABLA IV.2 - CONCENTRACIONES DE NIQUEL 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

Glenodinium halli Peridiniaceae 200 Wilson and Freeberg, 1980 Gymnodinium splendis Gymnodiniaceae 1000 Wilson and Freeberg, 1980 Gymnodinium splendis Gymnodiniaceae 950 Wilson and Freeberg, 1980 Gymnodinium splendis Gymnodiniaceae 560 Wilson and Freeberg, 1980 Gymnodinium splendis Gymnodiniaceae 130 Wilson and Freeberg, 1980 Gymnodinium splendis Gymnodiniaceae 1800 Wilson and Freeberg, 1980 Gymnodinium splendis Gymnodiniaceae 400 Wilson and Freeberg, 1980 Gymnodinium splendis Gymnodiniaceae 200 Wilson and Freeberg, 1980 Isochrysis galbana Gephyrocapsaceae 500 Wilson and Freeberg, 1980 Isochrysis galbana Gephyrocapsaceae 80 Wilson and Freeberg, 1980 Macrocystis pyrifera Lessoniaceae 2000 Clendenning and North, 1959 Thalassiosira pseudonana Thalassiosiraceae 72 Wilson and Freeberg, 1980 Thalassiosira pseudonana Thalassiosiraceae 30 Wilson and Freeberg, 1980 Thalassiosira pseudonana Thalassiosiraceae 21 Wilson and Freeberg, 1980 Thalassiosira pseudonana Thalassiosiraceae 18 Wilson and Freeberg, 1980 Thalassiosira pseudonana Thalassiosiraceae 100 Wilson and Freeberg, 1980

IV.2.b) Cálculo del Valor Agudo Final

El Valor Agudo Final para níquel 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 - NIQUEL: PROBABILIDAD ACUMULATIVA (PR) y VALOR AGUDO MEDIO PARA CADA GENERO (GMAV)

Género GMAV

[µg/l] PR R

Heteromysis 151,7 0,05 1

Mercenaria 310 0,09 2

Americamysis 508 0,14 3

Mysidopsis 568 0,18 4

Crassostrea 642 0,23 5

Mytilus 891 0,27 6

Portunus 1120 0,32 7

Tisbe 2580 0,36 8

Acartia 2682 0,41 9

Cancer 4360 0,45 10

Metapenaeus 4720 0,50 11

Menidia 7958 0,55 12

Eurytemora 10694 0,59 13

Pseudodiaptomus 11516 0,64 14

Therapon 19400 0,68 15

Monhystera 31536 0,73 16

Corophium 34925 0,77 17

Mya 50000 0,82 18

Liza 55500 0,86 19

Penaeus 112000 0,91 20

Chelon 118300 0,95 21

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 = 6,55 a = 3,69 k = 5,15

Calculando el Valor Agudo Final (FAV) según:

FAV = ek resulta:

FAV = 173 µg/l




IV.2.c) Cálculo del Valor Crónico Final

En función de la información toxicológica disponible correspondiente a animales acuáticos, 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 (173 µg/l) por el factor de extrapolación elegido (10), resulta:

FCV = 17,3 µg/l

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

En razón de que el Valor Crónico Final no supera al Valor Final para Plantas (FPV) que resulta de la Tabla IV.2 (18 µg/l), se especifica el siguiente nivel guía de calidad para níquel a los efectos de protección de la biota acuática (NGPBA), referido a la muestra de agua filtrada:

NGPBA (Níquel) ≤ 17,3 µg/l



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

V) NIVEL GUIA DE CALIDAD DE AGUA AMBIENTE PARA RIEGO CORRESPONDIENTE A NIQUEL V.1) Introducción

El níquel ingresa en el suelo por deposición de material particulado, proveniente de emisiones de la industria metalúrgica y del uso de combustibles fósiles, y a través de la aplicación de compost de barros industriales.

En el suelo, el níquel se asocia a partículas de arcilla, generando redes cristalinas de

silicatos de aluminio, forma complejos con materia orgánica o fracciones arcillosas y también puede estar presente en la solución del suelo como ion libre o en formas complejas. Los estudios de Davis et al. (1988), relativos a la distribución de los metales en el suelo luego de ingresar a él mediante la aplicación de barros, señalaron el desplazamiento vertical del níquel aportado dentro de los 7,5 cm superiores, distribuyéndose aproximadamente un 85 % de tal aporte dentro de los primeros 5 cm.

La fitotoxicidad del níquel se manifiesta en clorosis, debilitamiento, disminución de la

cosecha, reducción en la asimilación de nutrientes y desorden en el metabolismo de las plantas (Poulik, 1999); otros signos generales son reducción del crecimiento de raíces y tallos, deformación de la planta, disminución de la materia seca, manchas en las hojas, forma anormal de las flores, inhibición de la germinación y necrosis foliar.

Los efectos fitotóxicos antedichos, así como los fenómenos de acumulación de níquel en

plantas, han sido evaluados experimentalmente para diversas especies de cultivo. El estudio de Brenchley (1938) permitió registrar efectos de sulfatos y cloruros de níquel,

cobre y cobalto sobre el crecimiento de cultivos de cebada y poroto en soluciones hidropónicas. En Hordeum vulgare (cebada), concentraciones de níquel hasta 0,91 mg/l, administradas como sulfato de níquel, no provocaron una disminución significativa del peso seco total pero sí acortamiento de la raíz; la disminución significativa de tal peso se verificó a 1,8 mg/l, acompañada de lesiones blancas en las hojas. Concentraciones de níquel hasta 1,8 mg/l, administradas como cloruro de níquel, no provocaron disminución significativa del peso seco total; ésta fue observada a 3,7 mg/l. En Vicia faba (haba), concentraciones de níquel hasta 1,8 mg/l, administradas como sulfato de níquel, no provocaron disminución significativa del peso seco total pero sí estrechamiento, acortamiento, debilitamiento y decoloración de las raíces; la disminución significativa del peso seco total se observó a 3,6 mg/l. Concentraciones de níquel hasta 0,9 mg/kg, administradas como cloruro de níquel, no alteraron el peso seco total, siendo la disminución significativa a partir de 1,8 mg/l, tornándose las hojas amarillas, con manchas generalizadas y observándose acortamiento y estrechamiento de raíces.

Hunter y Vergnano (1953) hallaron que Avena sativa (avena) irrigada con una solución

presentando una concentración de níquel igual a 2,5 mg/l evidenció clorosis leve en hojas, sin modificación en la longitud de la planta, mientras que con una concentración igual a 5 mg Ni/l se observó clorosis muy intensa y una reducción significativa de la longitud de la planta, señalando que tales manifestaciones estarían asociados a la elevada concentración del elemento en el tejido vegetal y a la reducción del contenido de nitrógeno en el mismo.




Los estudios de Soane y Saunder (1959) sobre la toxicidad de cromo y níquel en maíz y tabaco permitieron observar que plántulas de maíz expuestas por irrigación a una concentración igual a 30 mg Ni/l presentaban clorosis amarilla intervenial, apreciándose necrosis y cese de crecimiento luego de dos semanas de exposición. La irrigación durante tres semanas con soluciones de concentración igual a 10 mg Ni/l derivó en una clorosis amarilla intervenial, no observándose estos síntomas ante concentraciones iguales a 2 mg Ni/l. Las observaciones en tabaco registraron inhibición del crecimiento del tallo y del desarrollo de la inflorescencia ante una concentración igual a 30 mg Ni/l.

Con el objeto de interpretar la influencia de las propiedades del suelo sobre la asimilación

del níquel por las plantas, Halstead et al. (1969) realizaron ensayos con suelos con distinta presencia de materia orgánica, observando que se verificaba la disminución de rendimiento de cosechas de avena y alfalfa a menores concentraciones de exposición a níquel en el suelo en la medida que disminuía el contenido de materia orgánica de este último.

Whitby y Hutchinson (1974) estudiaron el efecto del níquel sobre Lycopersicum esculentum

(tomate) en medios hidropónicos de variadas concentraciones, hallando que 2 mg Ni/l provocaban la reducción de la elongación de la raíz en un 70%, con inhibición completa a 10 mg Ni/l.

Las experiencias de Beckett y Davis (1977), basadas en la irrigación de Hordeum vulgare

en arena lavada con soluciones nutrientes de distintas concentraciones de níquel, permitieron calcular un valor promedio para la concentración critica por encima de la cual se manifiesta una reducción de la cosecha igual a 7,7 mg Ni/l.

Wallace et al. (1977) evaluaron el desarrollo de Zea mays (maíz), Glycine max (soja),

Phaseolus vulgaris (poroto) y Hordeum vulgare en suelos contaminados con níquel a diferentes pH, observando que la disminución del rendimiento de la cosecha se verificaba a una concentración igual a 25 mg Ni/kg, para Hordeum vulgare, 100 mg Ni/kg, para Phaseolus vulgaris, 250 mg Ni/kg, para Zea mays, y 1000 mg Ni/kg para Glycine max.

Maclean y Dekker (1978) analizaron la aplicación de barros conteniendo metales pesados

en suelos de uso agrícola y en particular los efectos fitotóxicos de zinc, cobre y níquel sobre Lactuca sativa (lechuga) y Zea mays, observando disminuciones en la cosecha de Zea mays de casi el 70% y del 64 % para Lactuca sativa luego de la exposición a 60 ppm y 30 ppm de níquel en el suelo, respectivamente.

Foroughi et al. (1981) analizaron el efecto de diferentes concentraciones de níquel sobre

Phaseolus vulgaris desarrollándose en soluciones nutrientes, hallando que una concentración superior a 2,5 mg/l producía disminución del crecimiento de la planta. En experiencias ulteriores, los mismos investigadores determinaron que en condiciones de invernadero la especie Lactuca sativa registraba disminución de la materia seca a concentraciones superiores a 1 mg/l.

Las experiencias de Lozano y Morrison (1982) sobre el efecto del níquel en Pinus

strobus (white pine) y Picea glauca (white spruce), llevadas a cabo en medios hidropónicos, indicaron que para ambas especies se producían reducciones importantes del crecimiento y de peso de raíz y tallo a concentraciones superiores a 10 mg/l.




Utilizando como índice de toxicidad el grado de inhibición de la elongación de la raíz de plántulas de Triticum aestivum (trigo), Karataglis (1987) realizó experiencias de exposición a ocho metales, entre ellos, níquel, observando en todos los casos clorosis generalizada de las hojas más jóvenes, provocando el níquel una severa disminución en el crecimiento de la raíz para una concentración igual a 0,5 mg Ni/l.

Yang et al. (1996) realizaron ensayos sobre Trifolium repens (Trébol blanco), Brassica oleracea (repollo), Zea mays y Lolium perenne (ray-grass perenne) en soluciones de diferentes concentraciones de níquel. La menor concentración a la que se registró disminución significativa de materia seca fue igual a 3,5 mg/l, para repollo y ray-grass perenne, y a 7 mg/l, para maíz y trébol blanco.

Poulik (1999) estudió la influencia de la contaminación de suelo con níquel sobre lechuga y tomate, no detectando efectos sobre estas especies hasta una concentración de níquel en el suelo igual a 168 mg/kg.

Los estudios de Tom Chang y Sherman (sin fecha) indicaron que en plantas de

Lycopersicum esculentum que crecían en una solución nutriente de concentración igual a 1 mg Ni/l se producía clorosis, necrosis, aparición de color marrón en raíces y disminución del peso total de la planta.

De acuerdo a la información disponible para níquel, la derivación del nivel guía de calidad

de agua para riego se asienta en el procedimiento establecido para datos fitotoxicológicos basados en concentraciones en el agua de riego, resultando tales datos suficientes para el cálculo de la concentración máxima aceptable de níquel en el agua de riego con carácter pleno.

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

En la Tabla V.1 se exponen valores de las menores concentraciones de níquel en el agua de irrigación para las cuales se registran efectos fitotóxicos (LOEC) y de concentraciones de níquel en el agua de irrigación para las cuales no se registran 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 NIQUEL SOBRE ESPECIES DE PRODUCCION VEGETAL

ESPECIE NOEC

[mg Ni/l] LOEC

[mg Ni/l] EFECTO REFERENCIA

Hordeum vulgare 0,9 1,8 Disminución del peso seco del vegetal

Brenchley, 1938

Vicia faba 0,9 1,8 Disminución del peso seco del vegetal

Brenchley, 1938

Avena sativa 2,5 5,0 Reducción del crecimiento de la planta

Hunter and Vergnano, 1953

Zea mays 2,0 10,0 Aparición de clorosis intervenial Soane and Saunder, 1959




TABLA V.1 - FITOTOXICIDAD DEL NIQUEL SOBRE ESPECIES DE PRODUCCION VEGETAL (Cont.)

ESPECIE NOEC

[mg Ni/l] LOEC

[mg Ni/l] EFECTO REFERENCIA

Lycopersicum esculentum 0,4 (1) 2,0 Reducción de la longitud de la raíz Whitby and Hutchinson, 1974

Phaseolus vulgaris 0,6 (1) 2,5 Disminución del crecimiento de la planta

Foroughi et al, 1981

Pinus strobus 2,2 (1) 10,0 Reducción del crecimiento y peso de raíz y tallo

Lozano y Morrison, 1982

Lactuca sativa 0,2 (1) 1,0 Disminución de la materia seca Foroughi et al, 1987 Triticum aestivum 0,25 0,5 Disminución del crecimiento de la

raíz Karataglis, 1987

Trifolium repens 1,6 (1) 7,0 Disminución de la materia seca Yang et al, 1996 Brassica oleracea 0,8 (1) 3,5 Disminución de la materia seca Yang et al, 1996 Lolium perenne 0,8 (1) 3,5 Disminución de la materia seca Yang et al, 1996

Nota: (1): Estimado a partir de NOEC = (LOEC/4,5), de acuerdo a lo establecido metodológicamente

Calculando la concentración máxima aceptable de níquel para cada especie considerada según la siguiente expresión:

SMATCi = (LOECi * NOECi)1/2 / FI

donde: SMATCi: concentración máxima aceptable de la sustancia en el agua de riego para la especie i [mg/l]. LOECi: mínima concentración de la sustancia en el agua de riego para la cual se registra un efecto para la especie i [mg/l]. NOECi: concentración de la sustancia en el agua de riego para la cual no se registra efecto para la especie i [mg/l]. FI: factor de incertidumbre. y tomándose para FI el valor 10, de acuerdo a las pautas metodológicas establecidas, resultan los valores presentados en la Tabla V.2

TABLA V.2 - CONCENTRACIONES MAXIMAS ACEPTABLES DE NIQUEL

ESPECIE NOEC

[mg Ni/l] LOEC

[mg Ni/l] SMATC [mg Ni/l]

Hordeum vulgare 0,9 1,8 0,127 Vicia faba 0,9 1,8 0,127 Avena sativa 2,5 5 0,354 Zea mays 2 10 0,447 Lycopersicum esculentum 0,4 2 0,089 Phaseolus vulgaris 0,6 2,5 0,122 Pinus strobus 2,2 10 0,469 Lactuca sativa 0,2 1 0,045 Triticum aestivum 0,25 0,5 0,035 Trifolium repens 1,6 7 0,335 Brassica oleracea 0,8 3,5 0,167 Lolium perenne 0,8 3,5 0,167




Conforme a la metodología establecida, la concentración máxima aceptable para níquel en agua de riego queda definida por la menor calculada, 35 µg Ni/l, que corresponde a Triticum aestivum. V.3) Especificación del nivel guía para níquel en agua de riego

Se especifica el siguiente nivel guía para níquel correspondiente a agua de riego (NGAR),

referido a la muestra de agua sin filtrar:

NGAR (Níquel) ≤ 35 µg/l

V.4) Verificación de la ausencia de riesgos sobre el suelo y el acuífero freático asociados al agua de riego

El nivel guía especificado es de aplicación en la medida en que sean tenidas en cuenta las consideraciones detalladas en la metodología respecto a riesgos para el suelo y el acuífero freático asociados al agua de riego.



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

IX) TECNICAS ANALITICAS ASOCIADAS A LA DETERMINACION DE NIQUEL

En la Base de Datos “Técnicas Analíticas” pueden ser seleccionados métodos analíticos validados para evaluar la cumplimentación de los niveles guía nacionales de calidad de agua ambiente derivados para níquel.



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

IX) REFERENCIAS Agua Superficial. 2000. Procesamiento de datos presentados en: Instituto Nacional del Agua y del Ambiente. 1999. Reporte detallado de datos de calidad de agua recolectados durante el período Abril 1987-Marzo 1998 por la Contraparte Técnica Argentina. Comité Intergubernamental Coordinador de los Países de la Cuenca del Plata. Control de la Calidad de las Aguas de la Cuenca del Plata y datos suministrados por el Ente Tripartito de Obras y Servicios Sanitarios correspondientes al período 1993-1995. Ambrose, A.M.; D.S. Larson; J.R. Borzelleca and G.R. Hennigar Jr. 1976. Long-term toxicologic assessment of nickel in rats and dogs. J. Food Sci. Technol. 13: 181-187. En: U.S. EPA (U.S. Environmental Protection Agency). IRIS (Integrated Risk Information System). December 1996. 0271. Nickel, soluble salts. Anderson, P.D. and L.J. Weber. 1975. Toxic Response as a quantitative function of body size. Toxicol. Appl. Pharmacol. 33(3): 471-483. En: AQUIRE (Aquatic Toxicity Information Retrieval) database. U.S. Environmental Protection Agency, National Health and Environmental Effects Research Laboratory, Mid-Continent Ecology Division. AWWA (American Water Works Association). 1990. Water Quality and Treatment. A Handbook of Community Water Supplies. 4th Edition. Mc Graw Hill. pag: 184. Babich, H. and G. Stotzky. 1983. Nickel toxicity to estuarine/marine fungi and its amelioration by magnesium in sea water. Water Air Soil Pollut. 19:193-202. En: U.S.EPA. 1986. Ambient Aquatic Life Water Quality Criteria for Nickel. Criteria and Standards Division, U.S.Environmental Agency, Washington, D.C. EPA-4440/5-86-004. Beckett, P.H.T. and R.D.Davis. 1977. Upper critical levels of toxic elements in plants. New Phytol. 79,95-106. Bentley, R.E., T. Heitmuller, B.H. Sleight III and P.R. Parrish. 1975. Acute toxicity of nickel to bluegill (Lepomis macrochirus), Rainbow Trout (Salmo gairdneri), and Pink Shrimp (Penaeus duorarum). U.S.EPA, Criteria Branch, WA-6-99-1414-B, Washington, D.C:14. 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. 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. En: AQUIRE (Aquatic Toxicity Information Retrieval) database. U.S. Environmental Protection Agency, National Health and Environmental Effects Research Laboratory, Mid-Continent Ecology Division. Boyle, R.W. 1981. Geochemistry of nickel. In: Effects of nickel in the Canadian Environment, Ottawa, National Research Council of Canada, pp. 31-44 (Publication Nº NRCC 18568). En: IPCS (International Programme on Chemical Safety). 1991. Environmental Health Criteria 108. Nickel. World Health Organization. Geneva. Brenchley, Winifred, E. 1938. Comparative effects of cobalt, nickel and copper on plant growth. Annals of applied biology. Vol XXV, 4:671-697 Bringmann, G. and R. Kuhn. 1977 B.The effects of water pollutants on Daphnia magna Z. Wasser-Abwasser-Forsch. 10(5): 161-166. En: AQUIRE (Aquatic Toxicity Information Retrieval) database. U.S. Environmental Protection Agency, National Health and Environmental Effects Research Laboratory, Mid-Continent Ecology Division. Brown, B.T. and B.M. Rattigan. 1979. Toxicity of soluble copper and other metal ions to Elodea canadensis. Environ. Pollut. 20: 303-314. En: U.S.EPA. 1986. Ambient Aquatic Life Water Quality Criteria for Nickel. Criteria and Standards Division, U.S.Environmental Agency, Washington, D.C. EPA-4440/5-86-004. Brown, V.M. and R.A. Dalton, 1970. The acute lethal toxicity to rainbow trout of mixtures of copper, phenol, zinc and nickel. J. Fish Biol. 2(3): 211-216. En: AQUIRE (Aquatic Toxicity Information Retrieval) database. U.S. Environmental Protection Agency, National Health and Environmental Effects Research Laboratory, Mid-Continent Ecology Division. Bryant, V., D.M. Newbery, D.S. McLusky and R. Campbell. 1985. Effect of temperature and salinity on the toxicity of nickel and zinc to two estuarine invertebrates (Corophium volutator, Macoma balthica). Mar. Ecol. Prog. Ser. 24(1-2):139-153. 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. Buikema, A. L. Jr., J. Cairns, Jr. and G.W. Sullivan. 1974. Evaluation of Philodina acuticornis (Rotifera) as bioassay organisms for heavy metals. Water Resour. Bull. Am. Water Res. Assoc. 10(4):648-661. En: AQUIRE (Aquatic Toxicity




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