El objetivo de una evaluación de riesgo ecológico es determinar los efectos potenciales de un contaminante sobre la población. En las evaluaciones del riesgo, se usa un valor de concentración de efectos (EC₂₀) como un valor de referencia. Un valor de EC₂₀ es la dosis que causa un efecto sobre el 20% de la población bajo condiciones de laboratorio. Este es un valor de referencia aceptable para poblaciones de reproducción rápida como plantas, invertebrados y peces. Una reducción del 20% en la población para poblaciones de reproducción lenta o menos densas, tales como mamíferos mayores, puede no ser aceptable. Es por ello que el valor de referencia para estos receptores es generalmente un NEANO (Nivel de Efectos Adversos No Observables).

Relaciones de Respuesta a la Exposición

Existen varios modelos para traducir la exposición (o dosis) a químicos en respuestas tóxicas. En la ausencia de funciones detalladas de dosis-respuesta, se puede establecer una aproximación lineal con un valor de referencia de toxicidad único (ej. EC₂₀) asumiendo cero efecto a cero exposición[1]. Para concentraciones de exposición menores al valor de referencia EC₂₀, esta aproximación estimará algún grado de efecto para cualquier exposición distinta de cero. De este modo, esta linealidad es pesimista en sus predicciones ya que el efecto estimado será mayor a aquel observado usando la función dosis-respuesta sigmoidal comúnmente encontrada para exposiciones inferiores a la referencia EC₂₀. Este enfoque conservador se ve justificado por su propensión a proteger los recursos ecológicos y por la ausencia de datos suficientes para definir una función detallada de respuesta a las dosis.

Evaluaciones de Toxicidad Acuática

Se utilizó bibliografía técnica y documentos de criterios para calidad de agua gubernamentales para obtener los valores de toxicidad para los cálculos filtro. Las especies acuáticas de prueba típicas fueron similares en los documentos de criterios de calidad de agua de los Estados Unidos y de Canadá (CCME 1999). Los datos sobre toxicidad provenientes de las especies de ensayo más similares taxonómicamente o ecológicamente se seleccionaron, donde fue posible, para representar los receptores ecológicos. Para algunos químicos se disponía de datos sobre toxicidad de especies específicas, por ejemplo la trucha arco iris. La mayor dificultad estuvo en identificar datos sobre toxicidad para plantas acuáticas. La Tabla Nº 3-16 muestra los valores de toxicidad de receptores ecológicos acuáticos usados en esta evaluación.

Tabla Nº 3-16. Valores de Toxicidad de Receptores Ecológicos Acuáticos Usados (Especie de lab. EC₂₀)

Parámetro	Plantas Acuáticas	Invertebrados Bentícos	Trucha Arco Iris/marrón	Perca	Carpa
As (mg/L)	Potamogeton 0,92	Plecoptera 8,8	Oncorhynchus mykiss 0,22	Pimephales promelas 2,132	Carassius awratus 0,74
Cd (mg/L)	Myriophyllum 2,96	Chironomus sp. 0,48	Oncorhynchus mykiss 0,002	Lepomis machrochirus 0,013	Cyprinus carpio 0,088
Cu (mg/L)	Myriophyllum 0,12	Chironomus sp. 0,32	Salvelinus fontinalis 0,005	Lepomis machrochirus 0,013	Catostomus commersoni 0,008
Pb (mg/L)	Myriophyllum 145	Tanytarsus sp. 94	Oncorhynchus mykiss 0,022	Lepomis machrochirus 9,5	Lepomis machrochirus 9,5
Mo (mg/L)	Myriophyllum 21,6	Chironomus sp. 400	Oncorhynchus mykiss 28	Pimephales promelas 251	Lepomis machrochirus 28
Ni (mg/L)	Lemna 0,18	Chironomus sp. 3,4	Oncorhynchus mykiss 0,062	Lepomis machrochirus 3,8	Carassius awratus 8,5
Se (mg/L)	Lemna 0,96	Chironomus sp. 10,4	Oncorhynchus mykiss 0,04	Lepomis machrochirus 11,4	Carassius awratus 10,4
U (mg/L)	Lemna/Myriophyllum n/a	Chironomus sp. n/a	Oncorhynchus mykiss 0,455	Pimephales promelas 4,5	Lepomis machrochirus 6,7
V (mg/L)	Lemna/Myriophyllum 0,20	Chironomus sp. 0,20	Oncorhynchus mykiss 0,04	Lepomis machrochirus 2,88	Lepomis machrochirus 2,88
Zn (mg/L)	Myriophyllum 8,64	Chironomus sp. 7,28	Oncorhynchus mykiss 0,048	Lepomis machrochirus 2,76	Cyprinus carpio 3,12

Los valores para Oncorhynchus mykiss son LC 20 obtenidos de Suter y Tsao (1996) “Toxicological benchmarks for Screening Potential Contaminants of Concern for Effects on Aquatic Biota: 1996 Revision” Los valores de cadmio y cobre para Lepomis machrochrius provienen del apéndice C de Suter y Tsao (1996) “Toxicological benchmarks for Screening Potential Contaminants of Concern for Effects on Aquatic Biota: 1996 Revision” Valor de arsénico para Oncorhynchus mykiss (LC20) de CCME (1999) Canadian Water Quality Guidelines Valor de arsénico para carpa obtenido de datos de carassius awratus para EC20 con un factor de ajuste de 0,1 para escala inter-especies (USEPA 1984) Valores de cobre para Catostomus commersoni (EC20), Salvelinus fontinalis (EC20) y Myriophyllum (EC20) obtenidos de USEPA 1984 - datos de Salvelinus fontinalis y catostomus commersoni.

Tabla Nº 3-16. Valores de Toxicidad usados en la Evaluación para Especies Terrestres

	Especie de Fauna	Peso Corporal (kg)	As	Cd	Cu	Pb	Mo	Ni	Se	U	V	Zn
			mg/(kg d)
MAMI- FEROS
	Oveja¹	90	11	7,028	3,5	2,5	0,8	0,08	0,38	0,1	15	51
	Vaca¹	500	7,5	3,96	50	4	1,5	21,6	0,18	0,58	15	72
	Cabra²	50	0,020	0,289	4,400	2,314	0,041	11,570	0,058	0,480	0,061	46,280
	Guanaco²	130	0,016	0,228	3,465	1,822	0,032	9,112	0,046	0,378	0,048	36,446
	Ciervo²	60	0,019	0,276	4,204	2,211	0,039	11,055	0,055	0,459	0,058	44,218
	Mara²	11	0,029	0,422	6,424	3,379	0,059	16,894	0,084	0,702	0,089	67,575
	Zorro²	4,5	0,036	0,528	8,033	4,225	0,074	21,124	0,106	0,877	0,111	84,496
	Puma²	90	0,017	0,250	3,799	1,998	0,035	9,989	0,050	0,415	0,052	39,955
	Especie de lab.	--	ratón	rata	armiño	rata	ratón	rata	rata	ratón	rata	rata
	NEANO		0,126	1	11,7	8	0,26	40	0,2	3,07	0,21	160
	Peso corporal (kg)		0,03	0,35	1	0,35	0,03	0,35	0,35	0,03	0,35	0,35
AVES
	Ñandú³	25	5,14	1,45	47	1,13	3,5	77,4	0,5	16	11,4	14,5
	Garza³	2,2	5,14	1,45	47	1,13	3,5	77,4	0,5	16	11,4	14,5
	Gallareta³	1,5	5,14	1,45	47	1,13	3,5	77,4	0,5	16	11,4	14,5
	Chorlito³	0,028	5,14	1,45	47	1,13	3,5	77,4	0,5	16	11,4	14,5
	Pato³	1,1	5,14	1,45	47	1,13	3,5	77,4	0,5	16	11,4	14,5
	Cóndor³	10,2	5,14	1,45	47	1,13	3,5	77,4	0,5	16	11,4	14,5
	Especie de lab.	--	Anas platyrhynchos		pollito de 1 día	Corturnix corturnix japonica	pollo	Anas platyrhynchos		Anas rubripes	Anas platyr- hynchos	Gallus g. domesticus

EC20 de laboratorio más bajo para peces presentados en Suter y Tsao, 1996 Valores de zinc para Oncorhynchus mykiss (EC20), trucha arco iris (EC20), Lepomis machrochrius (EC20) y myriophyllum (EC20) obtenidos de USEPA 1984 - datos de Oncorhynchus mykiss similares al EC20 de laboratorio más bajo para peces.

Exposición de la Fauna

Existen compendios de información sobre toxicidad para especies de laboratorio y algunos animales domésticos. Sin embargo, hay poca información publicada sobre las especies silvestres. Debido a esta carencia, en los cálculos filtro se utilizaron datos para animales domésticos (Sample et al. 1996). Para los cálculos de animales terrestres se utilizó información de toxicidad en ratones y ratas, y para evaluar las aves acuáticas se utilizó información sobre pollos y patos.

1) Datos de toxicidad en vaca y oveja obtenidos de Puls (1994) “Mineral Levels in Animal Health”, 2nd Edition.
2) Toxicidad para otros animales obtenida por extrapolación de especies de laboratorio (USEPA 1993)

donde: NEANO_fauna=NEANO_{especie de lab} (PC_{especie de lab}/PC_fauna)^0,25

3) Toxicidad para especies de aves equivalente a toxicidad en aves de laboratorio sin ajustes por diferencias de peso.

La Tabla Nº 3-17 resume los valores de toxicidad usados en la evaluación para especies terrestres para cada uno de los diez metales. La información específica disponible para vacas y ovejas proveniente de PULS (1994) fue utilizada en esta evaluación. Los valores de toxicidad para las especies terrestres restantes fueron calculados por peso corporal usando los datos de las especies de laboratorio como se muestra en la ecuación (3-1):

Esta técnica está ampliamente aceptada en las evaluaciones del riesgo ecológico cuando no hay datos sobre toxicidad para especies silvestres (Sample et al. 1996 y 1997). Los datos sobre toxicidad para los efectos de metales en todas las especies de aves son los mismos, independientemente del peso corporal.

Evaluación de Efectos

Especies Acuáticas

Para las especies acuáticas, las concentraciones de agua fueron directamente comparadas con los valores de toxicidad EC₂₀. La relación entre la concentración en agua y el valor de toxicidad es conocida como el índice filtro. Los índices filtro proporcionan una descripción integrada del peligro potencial, la relación exposición (o dosis)-respuesta, y las evaluaciones de exposición (U.S.EPA 1992, AIHC 1992). Para las especies acuáticas se usó un índice filtro de 1,0, Este valor es comúnmente usado en evaluaciones del riesgo ecológico. Si el contaminante estuviera presente en una concentración EC₂₀ bajo condiciones idénticas a la prueba de toxicidad de laboratorio, un índice filtro de 1,0 equivaldría a un 20% de mortalidad o problemas reproductivos en las poblaciones expuestas. Sin embargo, las condiciones de campo son raramente idénticas a las condiciones de prueba de laboratorio puesto que las diferencias de factores ambientales, incluyendo temperatura, composición química del agua, y partículas en suspensión, pueden reducir la biodisponibilidad de contaminantes en sistemas naturales. Por eso, una interpretación más realista de los valores de índice filtro iguales o mayores a 1,0 es que el 20% de problemas o disminución en la reproducción en poblaciones de especies es una posibilidad. En general, el índice filtro sirve para destacar las poblaciones y contaminantes que pueden ser examinados con mayor detalle, usando modelos y estudios más complejos. También puede indicar la necesidad de obtener datos adicionales. Los valores considerablemente inferiores a 1,0 identifican aquellos contaminantes o receptores ecológicos que pueden ser eliminados de posteriores análisis.

Especies Terrestres

Esta evaluación también considera el potencial para los efectos indirectos de los contaminantes sobre recursos ecológicos de interés por efecto de la cadena alimenticia. Dependiendo de la sensibilidad relativa de predadores, competidores y presas, a los contaminantes en cuestión, se puede poner en riesgo los receptores ecológicos específicos. Por ejemplo, una reducción química inducida en una población de presa importante según la estación del año puede indirectamente resultar en una disminución posterior inaceptable de una población de predadores dependientes de este suministro alimenticio. En esta evaluación se llevó a cabo, por medio del módulo de exposición, un análisis de vías para determinar la exposición de distintas especies terrestres. En el módulo de riesgo, estas exposiciones se compararon con el NEANO apropiado para determinar un valor de índice filtro. Puesto que se evaluaron sólo vías acuáticas, se utilizó un valor de índice filtro de 0,3 como una referencia para especies terrestres, con la excepción de aves terrestres que se alimentan exclusivamente de biota acuática. Para estas aves, se tienen en cuenta todas las vías y de este modo, se usó un valor de índice filtro de 1,0. Los organismos reguladores comúnmente aceptan un valor de protección de 0,3 cuando no se consideran todas las vías.

Como se comentara previamente, el uso de datos sobre toxicidad para distintas especies terrestres tiene sus limitaciones. Las diferencias ecológicas de condiciones de laboratorio, incluyendo dieta, tasa de alimento (u otras tasas metabólicas) y comportamiento de evitación, pueden alterar los efectos esperados de los químicos tóxicos.

Incertidumbres Implícitas

Una contribución importante a la interpretación de los resultados provenientes de la ERE reside en destacar las limitaciones de los datos disponibles para los fines de esta evaluación. Es por ello que la disponibilidad o pertinencia de los datos sobre toxicidad frecuentemente restringe las EREs. Los efectos potenciales deben estimarse extrapolando los datos disponibles que generalmente se desarrollan testeando animales domésticos y especies de laboratorio. Otra limitación de las mediciones de toxicidad para especies silvestres es la dificultad que se halla en la extrapolación a una evaluación a nivel de población ya que los datos recolectados sobre animales específicos están poco documentados. Los problemas con las especies silvestres también provienen de la pertinencia de los datos sobre toxicidad para el presente estudio.

Otros factores relacionados con la información sobre toxicidad también aumentan el nivel de incertidumbre al estimar las respuestas a la exposición química.

• El número de especies comúnmente usadas en los ensayos de toxicidad es limitado y no siempre da cuenta de una extrapolación justificable para la taxa de interés.
• Las clases de edad (tamaño) de los organismos probados en el laboratorio dan importancia a los especímenes jóvenes (pequeños), por lo tanto, la caracterización de los efectos esperados sobre organismos más viejos ( más grandes) en sistemas naturales usando datos de laboratorio introduce un mayor nivel de incertidumbre.
• La historia y la composición genética de las poblaciones de laboratorio cultivadas para generaciones pueden ser significativamente distintas de sus pares naturales.
• Las vías de exposición a tóxicos (ej. absorción directa vs. acumulación en la red alimenticia) pueden ser diferentes en las condiciones de prueba del laboratorio y las circunstancias de campo.
• Los metales usados en las pruebas de toxicidad pueden no ser los más biodisponibles (ej. óxidos).

En esta evaluación específica, el uso de datos sobre toxicidad acuática que no son necesariamente aplicables al medio ambiente de la Patagonia también introduce incertidumbre a la evaluación.

1 Este modelo se considera comúnmente como un modelo lineal sin límite máximo. Las funciones de respuesta a la dosis son frecuentemente de forma sigmoidal y por eso, el modelo de respuesta a la dosis sin máximo es más probable que sobrestime el riesgo real y no que lo subestime.