Evaluación del Riesgo para la Salud Humana

Una evaluación del riesgo para la salud humana (ERSH) evalúa la probabilidad de consecuencias adversas en la salud de humanos causadas por la presencia de contaminantes químicos en el medio ambiente. Se tomaron en cuenta las características de los receptores (ej. tiempo de permanencia en el área de estudio, fuente de agua, composición de la dieta) y vías de exposición (ej. inhalación e ingestión). A diferencia de la ERE, que se interesa por los efectos sobre la población, la ERSH se focaliza en los efectos sobre los individuos. En esta evaluación, la ERSH examina el impacto potencial de actividades mineras sobre adultos y niños en las proximidades de estas operaciones.

Tabla Nº 3-18. Valores de ingesta para receptores humanos

Provincia	Area	Receptor	Peso Corporal (kg)	Ingesta diaria (g peso húmedo/día) ¹							Ingesta diaria (L/día) ¹	Fracción de tiempo en área de estudio	Inhalación diaria (m3/día)²
				Oveja	Vaca	Cabra	Mara	Trucha	Verdura	Fruta	Agua
Río Negro	La Veranada	Adulto	70	881	99	0	14	8	143	14	1,5	1,0	16,2
		Niño	35	789	41	0	0	0	95	19	1,0	1,0	14,5
	Los Menucos	Adulto	70	1057	0	0	14	0	71	0	1,5	1,0	16,2
		Niño	35	789	0	0	0	0	57	0	1,0	1,0	14,5
	Mina Gonzalito	Adulto	70	1057	0	0	14	0	0	0	1,5	1,0	16,2
		Niño	35	789	0	0	0	0	0	0	1,0	1,0	14,5
Neuquén	Cordillera del Viento	Adulto	70	704	99	176	14	8	71	14	1,5	1,0	16,2
		Niño	35	631	41	158	0	0	57	19	1,0	1,0	14,5
	Zapala	Adulto	70	704	99	176	14	0	71	0	1,5	1,0	16,2
		Niño	35	631	41	158	0	0	57	0	1,0	1,0	14,5
Santa Cruz	Río Turbio	Adulto	70	881	99	0	14	8	143	14	1,5	1,0	16,2
		Niño	35	789	41	0	0	0	95	19	1,0	1,0	14,5
	Río Pinturas	Adulto	70	1057	99	0	0	8	71	0	1,5	1,0	16,2
		Niño	35	789	41	0	0	0	57	0	1,0	1,0	14,5
	Gobernador Gregores	Adulto	70	881	99	0	14	8	143	14	1,5	1,0	16,2
		Niño	35	789	41	0	0	0	95	19	1,0	1,0	14,5
Chubut	Esquel	Adulto	70	881	99	0	14	8	143	14	1,5	1,0	16,2
		Niño	35	789	41	0	0	0	95	19	1,0	1,0	14,5
	Lonco Trapial	Adulto	70	1057	0	0	14	0	71	0	1,5	1,0	16,2
		Niño	35	789	0	0	0	0	57	0	1,0	1,0	14,5
T. del Fuego	Ushuaia	Adulto	70	881	99	0	0	8	143	14	1,5	1,0	16,2
		Niño	35	789	41	0	0	0	95	19	1,0	1,0	14,5

Las características de los receptores humanos usados para esta evaluación se presentan en la Tabla Nº 3-18. No existían datos de ingreso de contaminantes para el área de estudio de Neuquén-Ciudad de Neuquén, por lo cual no se llevó a cabo una evaluación de riesgo de la salud humana para esta área. A los fines de esta evaluación, un adulto y un niño fueron ubicados en cada subárea de las áreas de estudio. Aunque esto probablemente no refleje la situación real en cada área de estudio, facilitó la evaluación de los efectos potenciales sobre humanos que vivan, tal vez en el futuro, en las subáreas correspondientes a los lugares de monitoreo.

La toxicidad se define como la capacidad de una sustancia de causar daño al tejido viviente, deterioro del sistema nervioso central, enfermedades graves o, en casos extremos, muerte al ser ingerida, inhalada o absorbida por piel. El objeto de una evaluación de toxicidad es ponderar la evidencia disponible en lo que se refiere al potencial de contaminantes específicos de causar efectos adversos en los individuos expuestos. También, en los casos en que es posible, se debe proporcionar una estimación de la relación entre el alcance de exposición de un contaminante y la posibilidad incrementada y/o la gravedad de efectos adversos.

Tabla Nº 3-19. Toxicidad en humanos - vías oral y de inhalación

Químico	Oral		Inhalación		Referencia
	Gradiente (mg/(kg d))-1	Dosis de Referencia (mg/(kg d))	Gradiente (mg/(kg d))-1	Dosis de Referencia (mg/(kg d))
As	1,5	3 x 10-4	15.1	n/a	IRIS
Cd	n/a	5 x 10-4	6.3	n/a	IRIS
Cu	n/a	3.7 x 10-2	n/a	n/a	HEAST
Pb	n/a	2 x 10-3	n/a	2 x 10-3	OMOE
Mo	n/a	5 x 10-3	n/a	n/a	HEAST
Ni	n/a	2 x 10-2	n/a	n/a	IRIS
Se	n/a	5 x 10-3	n/a	n/a	IRIS
U	n/a	2 x 10-4	n/a	n/a	NCEA
V	n/a	7 x 10-3	n/a	n/a	HEAST
Zn	n/a	3 x 10-1	n/a	n/a	IRIS

En la Tabla Nº 3-19 se proporcionan los datos sobre toxicidad para cada contaminante en cuestión de este estudio (metales). Los datos en la tabla se proporcionan para lo siguiente:

• Gradiente (G): (para agentes cancerígenos) constituye una estimación máxima de la probabilidad de una respuesta por unidad de ingreso de un contaminante durante un ciclo de vida. Se utiliza para evaluar la probabilidad del desarrollo de cáncer a causa de un ciclo de vida de exposición, y permite calcular una estimación del riesgo para una dosis específica (conocida como una dosis específica de riesgo o DER). Se asume que no existe un mínimo para agentes cancerígenos (es decir, toda dosis presenta algún riesgo).
• Dosis de Referencia (DR): (para agentes no cancerígenos) constituye una estimación del nivel de exposición diaria a un químico para la toda la población, incluyendo receptores sensibles, que no se considera que presente un riesgo apreciable de un efecto adverso durante un período del ciclo de vida.

• IRIS (Integrated Risk Information System: Sistema de Información Integrada de Riesgo) - La base de datos on-line de la U.S.EPA fue la principal fuente de información. Esta base de datos es regularmente actualizada por la U.S.EPA;
• HEAST (Health Effects Assessment Summary Tables: Tablas de Resumen de Evaluación de Efectos en la Salud) - Los datos contenidos en HEAST se utilizaron complementar los datos toxicológicos de IRIS. Estas tablas son publicadas semestralmente por la U.S.EPA.

Cuando se disponía de datos provenientes de más de una fuente de información se estableció una lista de prioridades. Los datos provenientes de IRIS, en general, fueron elegidos primero, seguidos por la base de datos de HEAST como la siguiente elección. Si no existían datos en ninguna de estas dos fuentes, entonces se obtuvo información proveniente del Centro Nacional para la Evaluación Ambiental (National Center for Environmental Assessment- NCEA), que forma parte de la U.S.EPA.

Gradientes

La cancerogeneidad es, en general, pensada como un tipo de fenómeno "no mínimo" por lo que se asume que cualquier nivel de exposición a un agente cancerígeno plantea una probabilidad finita de generar una respuesta cancerígena. Los gradientes se utilizan para estimar un máximo de probabilidad del ciclo de vida de un individuo que desarrolla cáncer como resultado de la exposición a un nivel particular de un potencial agente cancerígeno. El gradiente es, por lo tanto, el riesgo de cáncer en un ciclo de vida por unidad de dosis.

De los contaminantes seleccionados para la evaluación de este estudio, el arsénico y el cadmio (únicamente por vía de inhalación) son considerados como agentes cancerígenos humanos o probables agentes cancerígenos humanos, basándose principalmente en los resultados de estudios con animales.

Los gradientes usados en esta evaluación representan las estimaciones de respuesta a la dosis de máxima (percentil 95). Los gradientes son conservadores y son representados para proteger los miembros susceptibles de la población. Los gradientes para el arsénico y el cadmio se obtuvieron de IRIS (U.S.EPA 2001).

Dosis de Referencia

Los contaminantes restantes se consideran como no clasificables con respecto a la cancerogeneidad humana, es decir que no hay datos sobre humanos o animales para indicar si son cancerígenos. Los contaminantes que entran en esta categoría incluyen cadmio (únicamente por vía oral), cobre, plomo, molibdeno, níquel, uranio, vanadio y zinc. Para muchos efectos no cancerígenos, se deben superar los mecanismos protectores biológicos antes que se manifieste un efecto adverso proveniente de una exposición crónica a un tóxico. Esto se conoce como un concepto "mínimo". Los agentes no cancerígenos son frecuentemente considerados como "tóxicos sistemáticos" por sus efectos sobre la función de distintos sistemas de órganos. Una dosis de referencia (DR) es el valor más comúnmente usado en la evaluación de efectos no cancerígenos resultantes de la exposición a tóxicos.

No hay DR para plomo en IRIS, HEAST o NCEA. Sin embargo, el Ministerio de Medio Ambiente de Ontario (Ontario Ministry of the Environment-OME) estimó que un ingreso de plomo de 0,0037mg/(kg d) resultaría en un nivel de plomo en la sangre de 10μg/dL en los niños de Ontario. Este valor se consideró como el Nivel Observado Más Bajo de Efectos Adversos (NOMBEA) para niños. Entonces, el OME aplicó un factor de seguridad de 2 (para dar cuenta de las variaciones de población) para obtener un nivel de ingreso preocupante de 0,00185 mg/(kg d). Este fue el valor usado en esta evaluación.

Evaluación de Efectos

Los impactos sobre receptores humanos fueron calculados de dos formas en este estudio: Para contaminantes cancerígenos, el riesgo se calculó en el Módulo 2 del modelo multiplicando la dosis estimada (proveniente del Módulo 1 en mg/(kg d)) por el gradiente correspondiente (en (mg/(kg d))-1) de la siguiente manera:

Riesgo = D_i x SF_i + D₀x SF₀

En este estudio sólo se evaluaron las vías de exposición oral. En general, se considera que un nivel de riesgo de ciclo de vida de 1x10^-6 protege el público general. Sin embargo, la elección de un nivel apropiado de riesgo puede ponderarse, como en el caso de la U.S.EPA, contra el tamaño de población expuesta y lo que es razonablemente alcanzable. Las discusiones alrededor de la Legislación sobre Aire Limpio (Clean Air Act) de U.S.EPA incluyen un alcance de riesgo de 1x10^-6 a 1x10^-4 con un riesgo de 1x10^-4 considerado como seguro (U.S.EPA 1990). Un riesgo de 1x10^-4 infiere que hay un riesgo de 1 en diez mil de desarrollo de cáncer proveniente de la exposición a un contaminante específico.

Para contaminantes no cancerígenos, se determinó un índice de riesgo (IR) comparando la dosis estimada ( proveniente del Módulo 1 en mg/(kg d)) con la dosis de referencia de toxicidad (DR en mg/(kg d)) del siguiente modo:

Como se discute arriba, en esta evaluación sólo se tomaron en cuenta las vías de exposición oral, es por ello que se eligió un valor de índice de riesgo de 0,3 como valor de referencia. Si se toman en cuenta todas las vías, entonces es apropiado utilizar un índice de riesgo de 1,0. Un valor de índice de riesgo inferior al valor de referencia indica que puede haber un potencial para efectos adversos de la salud. Sin embargo, una re-evaluación de los parámetros del modelo usando valores menos conservadores es, en general, el primer paso para re-evaluar impactos potenciales.

La biodisponibilidad describe la tasa de absorción dentro del cuerpo de un contaminante en su forma inalterada, así como la extensión de absorción por parte de un receptor a causa de exposición en las distintas áreas de estudio. Varios factores afectan la biodisponibilidad de los gases o vapores inhalados, incluyendo por ejemplo, la fracción del químico depositada en distintas regiones del pulmón y la fracción del químico absorbida a través del pulmón y depositada en la sangre. La fracción de un gas o vapor retenida en los pulmones (donde está potencialmente disponible para la absorción a través de la superficie del pulmón hacia la sangre) es variable. Los datos sobre toxicidad usados en esta evaluación tienen intrínsicamente un factor de biodisponibilidad dentro de sus valores. De este modo, sin hacer modificaciones para la biodisponibilidad, se asume que la absorción en humanos por la vía de exposición por inhalación es idéntica a la absorción de las especies de laboratorio usadas para calcular el valor de referencia de toxicidad. Similarmente para la ingestión, no se hicieron modificaciones para representar la biodisponibilidad, y, de este modo, se asume que la biodisponibilidad es similar en humanos y en especies de prueba utilizadas para calcular los valores de referencia de toxicidad.

Incertidumbres en la Evaluación

Muchas áreas de incertidumbre acompañan una evaluación del riesgo para la salud humana. Para que los resultados sean confiables, es importante poder dar cuenta de la incertidumbre, cuya magnitud y tipo son importantes al determinar la significancia de los resultados. En reconocimiento de estas incertidumbres, se usaron presunciones conservadoras para las características de los receptores a fin de asegurar que el potencial para un efecto adverso no fuera subestimado. Varias de las presunciones más importantes se mencionan a continuación.

Se asume un ciclo de vida de 70 años de exposición para receptores humanos. Un período de 70 años sobrestima significativamente la exposición ya que probablemente ningún individuo resida en un mismo lugar por ese período de tiempo. Se estimó también la exposición sobre una base de siete días a la semana, 24 horas al día, 52 semanas al año, sin tener en cuenta el trabajo, los feriados, las vacaciones. Las tasas de ingesta de agua y las tasas de inhalación pueden también ser presunciones conservadoras.

Otra área de incertidumbre es el uso de un valor conservador único para toxicidad. Las dosis de referencia (DR) y los gradientes (G) son seleccionados para ser protectores. Los gradientes usados en esta evaluación representan riesgos provenientes de estimaciones de máxima (percentil 95) de respuesta a la dosis. Algunos de estos valores de toxicidad también son extrapolados de animales de laboratorio a humanos. No se hicieron modificaciones para la biodisponibilidad de los metales en los valores de toxicidad o en la de los distintos medios, que pueden resultar tanto en una sobrestimación como en una subestimación de la exposición y, por ello genera incertidumbre en la evaluación del riesgo.

Existe un alcance de impactos negativos y positivos potenciales asociados a cualquier desarrollo minero. Los impactos negativos en el medio ambiente (ej. efectos adversos en el aire o en la calidad del agua) pueden ser minimizados y los impactos positivos (ej. oportunidades de empleo, desarrollo de habilidades) maximizados con un plan apropiado durante el pre-desarrollo y con una implementación juiciosa de planes de manejo de los residuos y estrategias de control de las emisiones.

En esta sección se ilustran las herramientas del modelamiento de vías y de la evaluación de riesgo discutidas en secciones anteriores de este informe para evaluar impactos potenciales sobre receptores ecológicos y humanos. La aplicación de estas herramientas se basa en la estimación de exposiciones, dosis y riesgos asociadas a los metales presentes en aguas superficiales en cada una de las doce áreas de estudio de la Patagonia. Los metales en el medio acuático representan la principal vía de exposición para varios de los receptores (ej. invertebrados bénticos y peces); mientras que otros receptores (ej. aves, mamíferos y humanos) están expuestos como resultado del consumo de biota acuática o peces y a través de la ingestión de agua. Los resultados de las evaluaciones de riesgo ecológico y para la salud humana se discuten en las Secciones 4.1 y 4.2, respectivamente.

Además de los niveles de impactos de los contaminantes en medios acuáticos, atmosféricos y terrestres, las operaciones mineras también afectan la salud de los trabajadores, la estética y el empleo local. Estos últimos tres temas se tratan en las Secciones 4.3, 4.4 y 4.5.

Evaluar los riesgos potenciales de mortalidad, disminución en el crecimiento, o problemas en la reproducción inaceptables para poblaciones expuestas a contaminantes requiere la integración adecuada de las estimaciones o las mediciones de exposición y dosis con las concentraciones de referencia conocidas por producir respuestas tóxicas. Tales evaluaciones pueden realizarse efectiva y económicamente usando un enfoque secuencial para la evaluación del riesgo ecológico.

Environment Canada y la U.S.EPA han proporcionado pautas generales en lo que respecta a sus opiniones sobre qué constituye una evaluación del riesgo ecológico (Environment Canada 1997, U.S.EPA 1997). Hay tres niveles de investigación:

1. Evaluación de nivel filtro (ENF): una evaluación esencialmente cualitativa de los riesgos potenciales para receptores ecológicos importantes.
2. Evaluación cuantitativa preliminar de riesgo (ECPR): tiene como fin completar las brechas de información identificadas en el nivel filtro.
3. Evaluación cuantitativa detallada de riesgo (ECDR): incluye datos y modelamientos más detallados.

El rigor de la evaluación del riesgo adoptada para una situación particular debería ser equivalente al grado y a la extensión de daño potencial y puede progresar hacia un nivel más riguroso (ej. de ENF a ECPR o de ECPR a ECDR) dependiendo de los hallazgos de cada nivel. En este enfoque secuencial, cada nivel tiene la misma estructura y se basa en los datos, la información, el conocimiento y las decisiones generadas a partir del nivel precedente. De este modo, cada nivel es progresivamente más riguroso y complejo.

En muchos casos, las condiciones del sitio determinan la selección de la evaluación de nivel filtro o ENF (que se considera como Nivel 1) para identificar la probabilidad de riesgos ecológicos planteados por la presencia de contaminantes identificados. En esta evaluación, se usan métodos cualitativos y/o comparativos. Los índices filtros se usan frecuentemente en una evaluación filtro inicial para facilitar las comparaciones. El valor de índice filtro se define como la razón entre la exposición o dosis modelada y los datos de laboratorio sobre toxicidad. Las evaluaciones filtro, comúnmente efectuadas a nivel de especies, implican presunciones que predisponen a las estimaciones de exposición y toxicidad hacia la predicción de un impacto ecológico (es decir, sobrestima la exposición o dosis y subestima la concentración requerida para producir una respuesta tóxica). Si, bajo estas presunciones conservadoras, un sitio pasa la evaluación filtro, entonces las conclusiones del riesgo ecológico mínimo tienen base. La propagación de la incertidumbre durante todo el análisis proporciona una medida cuantitativa de la exactitud de la evaluación y puede ser útil para identificar fuentes principales de incertidumbre, por lo que se justifica un refinamiento adicional de la evaluación, por ejemplo una evaluación detallada específica del sitio.

A la ENF le sigue una evaluación cuantitativa preliminar (a la que se considera como Nivel 2) y puede usarse para evaluar otras combinaciones de especies y contaminantes que fallan en la evaluación de nivel filtro. En la evaluación cuantitativa preliminar, las presunciones pesimistas de los cálculos del nivel filtro son examinadas más de cerca para producir valores de referencia más realistas de exposición, dosis y toxicidad. Una combinación entre las mediciones de campo, los experimentos de laboratorio, el análisis de datos y el modelamiento ecológico puede ser útil para aumentar la exactitud y precisión al estimar la exposición y la respuesta para las especies y contaminantes de interés. Los resultados de la evaluación cuantitativa preliminar proporcionan comparaciones más realistas entre la exposición o dosis esperada con datos sobre toxicidad más realistas. Los resultados de la evaluación cuantitativa preliminar sostendrían la conclusión de riesgo ecológico mínimo, indicarían un riesgo inaceptable, o sugerirían una evaluación cuantitativa detallada de riesgo ecológico.

La evaluación cuantitativa detallada (que se considera como Nivel 3) intenta introducir a la evaluación de riesgo tanto realismo y detalles específicos del sitio como pueda sostenerse por el entendimiento ecológico y toxicológico actual. Los modelos sofisticados de transporte de contaminantes y los modelos ecológicos de alta resolución pueden combinarse con programas temporales y espaciales de monitoreo y muestreo rigurosamente definidos para producir estimaciones de riesgo ecológico más sustentables científicamente. Los resultados de la evaluación detallada dan estimaciones de riesgo ecológico basadas en sistemas de modelamiento nuevos y análisis cuantitativo usando los mejores datos disponibles, o en algunas instancias, requiriendo que se obtengan datos adicionales.

Es importante reconocer que hay una diferencia fundamental entre una evaluación de riesgo para la salud humana (ERSH) y una evaluación de riesgo ecológico (ERE). Mientras que una ERSH se interesa por estimar los efectos sobre los individuos, una ERE se interesa por estimar los efectos sobre las poblaciones, comunidades y ecosistemas (multiespecies). Environment Canada también sugiere una ponderación del enfoque de evidencias, usando los resultados de la evaluación de riesgo ecológico junto con los datos de monitoreo y trabajos de laboratorio para determinar el potencial de los efectos (Environment Canada 1997).

Los sistemas ecológicos son intrínsicamente dinámicos y complejos. Como tales, la caracterización completa de interacciones ecológicas entre organismos individuales, poblaciones y comunidades está más allá de las capacidades actuales en la ecología. Cuantificar el transporte ambiental y la distribución y acumulación de contaminantes tóxicos es igualmente complejo. Como resultado de estos tipos de incertidumbres, frecuentemente se emprende la evaluación dentro de un marco de trabajo probabilístico para minimizar la incertidumbre.

Esta evaluación de riesgo ecológico caracteriza la naturaleza y magnitud de impactos potenciales de diez metales provenientes de los datos de monitoreo recolectados en doce áreas de estudio en la Patagonia. Estas áreas de estudio fueron discutidas en detalle en la Sección 2 de este informe. La evaluación a nivel filtro usó cálculos determinativos para proporcionar una dosis para cada receptor ecológico que luego fue comparada con un valor toxicológico de referencia dado para ese receptor. Esta comparación es conocida como índice filtro y fue discutida en la Sección 3 de la Tarea 6. Los índices filtro proporcionan una descripción integrada del riesgo potencial, la relación de respuesta a la exposición (o dosis), y la evaluación de la exposición (U.S.EPA 1992, AIHC 1992). El siguiente texto discute los resultados de los cálculos filtro iniciales. Las incertidumbres de la evaluación del riesgo incluyen las estimaciones de las concentraciones de exposición y los datos sobre toxicidad usados para definir los valores de referencia de las concentraciones para cada uno de los receptores ecológicos.

Puesto que los datos fueron obtenidos principalmente para medios acuáticos, esta evaluación de riesgo ecológico se focalizó en los receptores que reciben una gran parte de sus ingestas por vías acuáticas. La evaluación se condujo para:

• receptores ecológicos según las concentraciones medidas de metales en aguas superficiales en cada área de estudio
• receptores terrestres basados en la exposición estimada a metales en aguas superficiales y en fuentes de alimento acuático de cada una de las áreas de estudio.

Los valores de índice filtro reportados en esta sección no son estimaciones de la probabilidad de impacto ecológico. Por supuesto, los valores de índice son positivamente correlativos con el potencial de un efecto, o sea, valores de índice altos implican mayor potencial de un efecto. En las fuentes bibliográficas se usaron diferentes magnitudes del índice filtro para investigar los efectos ecológicos potenciales. En algunas instancias se utilizó un valor índice filtro de 1,0 (ej. Suter 1991). En otro trabajo, Cadwell et al. (1993) sugirió un valor de índice filtro de 0,3, basado en un enfoque conservador diseñado para dar cuenta del sinergismo potencial crónico químico y tóxico. En este estudio, se utilizó un valor índice de 1,0 para examinar los impactos para receptores acuáticos que tenían eslabones finales de interés tales como una concentración de nivel de efectos (EC₂₀) y para aves acuáticas que tenían un Nivel de Efectos Adversos No Observables (NEANO). La Sección 3 proporciona una discusión detallada de estos eslabones finales. Como un valor de referencia de nivel filtro para los otros receptores terrestres se eligió un valor de 0,3 ya que sólo se examinaron vías de exposición acuáticas.

Las concentraciones medidas en agua para todos los metales en las diferentes subáreas de las 5 provincias se proporcionan en los informes de Tarea 5. Los receptores elegidos para la evaluación representan varios niveles tróficos en un ecosistema acuático típico. En esta sección, sólo se presentan los resultados de nivel filtro que exceden el valor índice filtro (IF) de 1. El conjunto completo de resultados se proporciona en el Apéndice A.

Los resultados de los cálculos filtro conservadores muestran que, en las Campañas 1 y 2, los valores de índice filtro para el arsénico, el cadmio, el plomo, el molibdeno, el níquel, el selenio y el uranio son todos inferiores a 1, es decir que no hay impactos ecológicos. Sin embargo, para el cobre, el vanadio y el zinc, algunos de los valores índice filtro, en algunas de las subáreas, excedían el valor 1 para especies de peces (trucha, perca y carpa).

En la mayoría de las subáreas, las concentraciones de cobre fueron menores al nivel de detección analítica. A fines evaluativos, se asumió conservadoramente que el nivel del cobre en estas muestras igualaba el límite de detección. En esta concentración, los valores IF para trucha y carpa son superiores al valor 1. Esto indica la necesidad de reexaminar y reducir (si fuese posible) el límite de detección para el cobre en agua en campañas adicionales de monitoreo. Hubo pocos casos en los que las concentraciones medidas de cobre fueron superiores al límite de detección y esto se resume en la tabla siguiente (Tabla Nº 4-1).

Tabla Nº 4-1. Resumen de las subáreas con valor de índice filtro para cobre superior a uno (1)

Provincia	Area de estudio	Subárea	Campaña	Concentración de Cu (mg/L)	Valor índice filtro
					Trucha	Perca	Carpa
Río Negro	Los Menucos	RNLM1	1	0,02	4	1,5	2,5
	Mina Gonzalito	RNMG1	1	0,02	4	1,5	2,5
Santa Cruz	Río Turbio	SCRT6	2	0,02	4	1,5	2,5
		SCRT7	2	0,03	6	2,3	3,8
		SCRT8	2	0,07	14	5,4	8,8
		SCRT12	1	0,02	4	1,5	2,5
	Gobernador Gregores	SCGG2	1	0,03	6	2,3	3,8
Chubut	Lonco Trapial	CLT1	1	0,04	8	3,0	5,0
		CLT6	1	0,02	4	1,5	2,5

Como se observa en la tabla, las concentraciones que resultan en valores de índice filtro mayores a uno (1) están en las provincias de Santa Cruz, Río Negro y Chubut. Es interesante observar que no hay relación entre las concentraciones en las dos campañas de muestreo ( o sea, una concentración de cobre que está por encima del límite de detección en una campaña no se observa en la segunda campaña). Como se discutió anteriormente, un valor superior al valor de referencia de toxicidad no significa necesariamente que se observe un impacto ecológico. Por ejemplo, las concentraciones medidas de cobre presentadas en la Tabla Nº 4-1 son todas inferiores a los criterios de la U.S.EPA para la protección de la vida acuática (ver Sección 2). Esta observación sugiere una de dos posibilidades: o el valor de referencia de toxicidad para la trucha es demasiado bajo o el criterio de la U.S.EPA para cobre de 2.2μg/L es demasiado alto. Los resultados sugieren que sería necesaria una mayor investigación de estos temas.

Para el vanadio, el valor de índice filtro para la trucha fue superior a uno (1) en concentraciones medidas en la Campaña 1 en Neuquén-Cordillera del Viento (NCV21) y en la Campaña 2 en Santa Cruz-Río Turbio (SCRT8) como se muestra en la Tabla Nº 4-2. Como se ve en la Tabla, los valores IF para las otras dos especies de peces son inferiores a 1. Los resultados en la Tabla Nº 4-2 indican la necesidad de confirmar las mediciones del vanadio en estas dos subáreas. Además, también destacan que para la trucha puede ser apropiado usar un valor de referencia tóxico de vanadio más específico del sitio.

Tabla Nº 4-2. Resumen de las subáreas con valor de índice filtro para vanadio superior a uno (1)

Provincia	Area de estudio	Subárea	Campaña	Concentración de V (mg/L)	Valor índice filtro
					Trucha	Perca	Carpa
Neuquén	Cordillera del Viento	NCV21	1	0,07	1,75	0,02	0,02
Santa Cruz	Río Turbio	SCRT8	2	0,05	1,25	0,02	0,02

Existen muchos casos en los que los valores de índice filtro para el zinc son mayores a uno (1), como se muestra en la Tabla Nº 4-3. La mayoría de estos casos se presentan en la primera campaña de muestreo. Algunas de estas subáreas se discutieron en la Sección 2 por ser mayores al criterio de la U.S.EPA de 120μg/L para la protección de la vida acuática. Las áreas con altos niveles de zinc en la Campaña 1 fueron Río Negro-La Veranada (RNLV 1 a RNLV 8 y RNLV 12) y Río Negro-Mina Gonzalito (RNMG 2). Puesto que estas áreas resultan en valores de índice filtro que son ampliamente superiores a 1 y que también exceden los criterios de la U.S.EPA para la protección de la vida acuática, se recomienda que se emprendan muestreos adicionales para confirmar estos números. En Tierra del Fuego (TDF 2 a TDF 9 y TDF 12) y Santa Cruz (SCRP 2 y SCRP 3, y SCGG 2 y SCGG 3) durante la Campaña 1 y en Santa Cruz-Río Turbio (SCRT 1, SCRT 6 a SCRT8, SCRT 10 a SCRT 12), Neuquén-Ciudad de Zapala (NZ1) y Chubut (CLT 3), los valores de índice filtro son mayores al valor uno (1) (Tabla Nº 4-3). Sin embargo, las concentraciones en estas ubicaciones son inferiores al criterio de la U.S.EPA para el zinc. No obstante, un valor de índice de riesgo mayor que uno (1) sugiere que hay potencial para un impacto y que es necesaria una investigación futura para determinar si los impactos están teniendo lugar. Esta puede llevarse a cabo a través de monitoreo biológico de las especies de truchas en estas áreas y, tal vez, de testeos de toxicidad con estas especies para establecer la pertinencia del valor de toxicidad usado en este estudio.

Tabla Nº 4-3. Resumen de las subáreas con valor de índice filtro para Zinc superior a uno (1)

Provincia	Area de estudio	Subárea	Campaña	Concentración de Cu (mg/L)	Valor índice filtro
					Trucha	Perca	Carpa
Río Negro	La Veranada	RNLV1	1	2,7	56,3	1,0	0,9
		RNLV2	1	3,5	72,9	1,3	1,1
		RNLV3	1	1,3	27,1	0,5	0,4
		RNLV4	1	5,4	112,5	2,0	1,7
		RNLV5	1	4,8	100	1,7	1,5
		RNLV6	1	6,2	129,2	2,2	2,0
		RNLV7	1	3,7	77,1	1,3	1,2
		RNLV8	1	5,5	114,6	2,0	1,8
		RNLV12	1	4,3	89,6	1,6	1,4
	Mina Gonzalito	RNMG2	1	0,12	2,5	0,04	0,04
		RNMG3	1	0,06	1,3	0,02	0,02
Neuquén	Ciudad de Zapala	NZ1	2	0,07	1,5	0,03	0,02
Santa Cruz	Río Turbio	SCRT1	2	0,07	1,5	0,03	0,02
		SCRT6	2	0,13	2,7	0,05	0,04
		SCRT7	2	0,17	3,5	0,06	0,05
		SCRT8	2	0,17	3,5	0,06	0,05
		SCRT10	2	0,09	1,9	0,03	0,03
		SCRT12	2	0,08	1,7	0,03	0,03
	Río Pinturas	SCRP2	1	0,06	1,3	0,02	0,02
		SCRP3	1	0,08	1,7	0,03	0,03
	Gobernador Gregores	SCGG2	1	0,08	1,7	0,03	0,03
		SCGG3	1	0,1	2,1	0,04	0,03
Chubut	Lonco Trapial	CLT3	2	0,06	1,3	0,02	0,02
Tierra del Fuego	Ushuaia	TDF2	1	0,09	1,9	0,03	0,03
		TDF3	1	0,1	2,1	0,04	0,03
		TDF4	1	0,07	1,5	0,03	0,02
		TDF5	1	0,08	1,7	0,03	0,03
		TDF6	1	0,09	1,9	0,03	0,03
		TDF9	1	0,06	1,3	0,02	0,02
		TDF12	1	0,07	1,5	0,03	0,02

Es importante observar que los valores de índice filtro en esta evaluación fueron calculados utilizando valores de toxicidad de laboratorio para especies específicas. El uso de bio-ensayos de laboratorio sobre toxicidad para evaluar los impactos de contaminantes usualmente no proporcionan una base adecuada para extrapolar los efectos sobre poblaciones, comunidades, o ecosistemas (Levin et al. 1989). Los efectos en órdenes más altos de la organización (es decir, poblaciones, comunidades y ecosistemas) pueden únicamente estimarse con un conocimiento detallado de las interacciones entre especies, y las conexiones entre la biota y el proceso bioquímico que mantienen los ecosistemas. De este modo, se torna más difícil medir impactos causados por niveles de tolerancia específica de las especies, que son desconocidos, e interacciones complejas de componentes bióticos y abióticos (Leland y Kuwabara 1985).

Resumiendo, la evaluación del riesgo del ecosistema acuático sugiere que las concentraciones medidas de cobre, vanadio y zinc pueden tener un efecto adverso sobre peces en algunas de las subáreas; sin embargo, es necesaria mayor investigación (como, por ejemplo, re-muestreo en aquellas estaciones o monitoreo biológico) para determinar si los impactos están ocurriendo.

Los efectos ecológicos potenciales de los diez metales en aguas y sedimentos se evaluaron comparando la dosis calculada para cada receptor terrestre con un valor de referencia de toxicidad equivalente a un nivel de efectos adversos no observables (NEANO). En esta evaluación, se asumió que todos los receptores terrestres se encuentran a lo largo de los cursos de agua en las distintas subáreas. Como se discutió en la Sección 3 y en la Tarea 6, los receptores terrestres se dividieron en tres clases diferentes: herbívoros, omnívoros y carnívoros. Los resultados del análisis se proporcionan en el Apéndice A e incluyen estimaciones separadas de riesgo y dosis basadas en los datos de monitoreo de las Campañas 1 y 2. La siguiente discusión se focaliza en las especies y metales donde los valores de índice filtro están por encima de 1 para especies que obtienen virtualmente todas sus ingestas dietarias de la biota acuática (es decir, aves terrestres que se alimentan en medio acuático) y por encima de 0,3 para todas las otras especies que obtienen únicamente una parte de sus ingestas dietarias de ese medio.

En el Apéndice A se puede observar que los herbívoros y los carnívoros no tiene valores IF superiores a 0,3 ni en la Campaña 1 ni en la Campaña 2. De este modo, se esperan impactos no ecológicos de los diez metales hallados en el agua o en los sedimentos en las subáreas. Además, en la Campaña 1, la presencia de arsénico, cobre, plomo, níquel, selenio y uranio en aguas y sedimentos no plantea ninguna amenaza ecológica para los omnívoros considerados en esta evaluación. Similarmente, en la Campaña 2, el cobre, el selenio, el níquel y el uranio en agua y sedimentos no son una causa de preocupación para los omnívoros.

En la Campaña 2, las mediciones de arsénico y plomo tienen potencial para causar impactos en el zorro y el chorlito en pocas subáreas (Tabla Nº 4-4). Dado que las concentraciones de arsénico y plomo en estas subáreas fueron las únicas donde los metales superaban el límite de detección en las dos campañas, puede ser apropiado re-muestrear estas áreas para confirmar las concentraciones proporcionadas en la Tabla Nº 4-4.

Tabla Nº 4-4. Subáreas con valores de índice filtro para arsénico y plomo superiores a valores de referencia para especies terrestres

Provincia	Area de estudio	Subárea	Campaña	Metal	Concentración en agua (mg/L)	Valor índice filtro
						Chorlito	Zorro
Río Negro	Cordillera del Viento	NCV3	2	As	0,04	8,0	1,9
		NCV6	2	As	0,03	6,0	1,5
		NCV24	2	As	0,03	6,0	1,5
Santa Cruz	Río Turbio	SCRT8	2	Pb	0,02	1,1	0,0006

En las Campañas 1 y 2, el cadmio y el molibdeno se reportaron como inferiores al límite de detección analítico. Asumiendo que estos metales están presentes en el límite de detección, los valores de índice filtro resultantes para el chorlito son superiores a 1 en todas las subáreas. Asimismo, los valores de índice filtro para el zorro (0,48), en todas las subáreas, superan el valor de referencia de 0,3 para el molibdeno. Estos valores de índice filtro destacan las presunciones conservadoras usadas en esta evaluación para el zorro y el chorlito. Por ejemplo, se asumió que el chorlito obtiene el 100% de su dieta de invertebrados bénticos. Esta presunción asociada a un factor altamente conservador de transferencia agua-invertebrados bénticos para el cadmio y el molibdeno resulta en valores de índice filtro muy conservadores para estos dos metales. Se usó una característica dietaria conservadora similar para el zorro por la cual la dieta del zorro incluye 5% de invertebrados bénticos y 25% de aves (5% de chorlito). Por lo tanto, el zorro es afectado por factores de transferencia (es decir, aguainvertebrados bénticos) a través de la ingestión directa de invertebrados bénticos y la ingestión indirecta de chorlito. Se observa, sin embargo, que el análisis se realizó usando los mejores datos disponibles en el momento de la investigación.

Como ya se ha mencionado, uno de los objetivos de una evaluación de nivel filtro (ENF) es identificar aquellos contaminantes, receptores ecológicos y áreas de estudio que pueden ser eliminados de consideraciones adicionales. Las evaluaciones de nivel filtro están basadas en presunciones conservadoras desde su mismo diseño. Cuando se identifican potenciales problemas, como es el caso del chorlito y del zorro en la discusión anterior, entonces el siguiente paso lógico a seguir en el proceso de la evaluación del riesgo es revisar las presunciones usadas en la ENFR, utilizar presunciones más realistas y, donde se justifique, iniciar investigaciones de seguimiento de campo y/o de laboratorio. Estas actividades están más allá del alcance del estudio actual. Sin embargo, se recomienda que en el futuro se revisen las características dietarias del chorlito y del zorro para asegurar que la fracción de invertebrados bénticos usada en esta evaluación es pertinente. La tasa de consumo de alimentos y el peso corporal del chorlito también deberían investigarse para asegurar que en esta evaluación se hayan utilizado valores realistas. Este tipo de datos no está comúnmente disponible para todas las especies de interés. Además, los límites de detección del cadmio y del molibdeno deberían examinarse para determinar si se pueden lograr límites más bajos de detección en campañas subsiguientes. Un estudio más complejo implicaría el desarrollo de factores apropiados de transferencia agua-invertebrados bénticos específicos del sitio para el cadmio y el molibdeno.

La evaluación también indica que podría haber impactos potenciales sobre el zorro y el chorlito provenientes de la presencia de vanadio en aguas de algunas de las subáreas en ambas campañas. La Tabla Nº 4-5 resume las áreas donde los valores de índice filtro son superiores al valor de referencia 1 para aves acuáticas (chorlito y pato) y superiores a 0,3 para el zorro. Como muestra la Tabla, el vanadio es un problema potencial sólo en algunas de las subáreas de dos de las provincias, Santa Cruz y Neuquén. En la primera discusión de efectos potenciales sobre especies acuáticas, se observó que la concentración medida de vanadio en dos de las subáreas nombradas en la Tabla Nº 4-5, NCV21 y SCRT8, también tenían potencial para afectar peces. Basándose en esta discusión, puede ser pertinente llevar a cabo algunos re-muestreos en estas dos subáreas para confirmar las concentraciones de ese metal. Esta evaluación también sirve para destacar que las presunciones usadas en la evaluación para el chorlito y el zorro, como se discutió anteriormente, justifican una investigación complementaria más detallada.

Tabla Nº 4-5. Subáreas con valores de índice filtro para vanadio superiores a valores de referencia para especies terrestres

Provincia	Area de estudio	Subárea	CampañaMetal	Concentración de V (mg/L)	Valor índice filtro
					Chorlito	Pato	Zorro
Neuquén	Cordillera del Viento	NCV21	1	0,07	7,5	1,1	1,7
	Ciudad de Zapala	NZ1	2	0,02	2,1	0,3	0,5
		NZ4	1	0,03	3,2	0,5	0,7
Santa Cruz	Río Turbio	SCRT6	2	0,01	1,1	0,2	0,2
		SCRT7	2	0,02	2,1	0,3	0,5
		SCRT8	1	0,02	2,1	0,3	0,5
			2	0,05	5,3	0,8	1,2
		SCRT12	1	0,02	2,1	0,3	0,5